instituut voor natuurbeho

Transcriptie

1 cover_2006_09 4/28/06 4:53 PM Pagina 1 Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen voor de biologische Wetenschappelijke instelling van de Vlaamse Gemeenschap kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie in functie van de Kaderrichtlijn Water Leyssen A., Denys L., Schneiders A., Van Looy K., Packet J., Vanhecke L. Instituut voor Natuurbehoud - Kliniekstraat Brussel - België Tel : Fax : info@instnat.be instituut voor natuurbeho Instituut voor Natuurbehoud

2 Wijze van citeren : Leyssen A., Denys L., Schneiders A., Van Looy K., Packet J. & L. Vanhecke (2006). Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie in functie van de Kaderrichtlijn Water. Rapport van het Instituut voor Natuurbehoud IN.R in opdracht van VMM, Brussel. inbo Instituut voor natuur- en bosonderzoek Colofon Het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO) is ontstaan door de fusie van het Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer (IBW) en het Instituut voor Natuurbehoud (IN). Auteurs: Leyssen A., Denys L., Schneiders A., Van Looy K., Packet J., Vanhecke L. Verantwoordelijke uitgever: Eckhart Kuijken Algemeen directeur van het Instituut voor Natuurbehoud Eindrapport van de onderzoeksopdracht VMM.KRW.REFCOND MF/FYTOBE: Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de Kaderrichtlijn Water: Afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of maximaal ecologisch potentieel in elk Vlaams riviertype (versie augustus 2005) vanuit de overeenkomstig de Kaderrichtlijn Water ontwikkelde beoordelingssystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie voor deze elementen. Opdrachtgever: Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) Opdrachthouder: Instituut voor Natuurbehoud Rapport van het Instituut voor Natuurbehoud IN.R Kostprijs : 8 EUR (plus 5 EUR verzendingskosten voor 1 tot 5 exemplaren) Hoe bestellen? Door overschrijving van het vereiste bedrag op rekening op naam van het Instituut voor Natuurbehoud met vermelding van Rapport : Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie in functie van de Kaderrichtlijn Water. Gelieve tegelijkertijd een briefje of mail te sturen t.a.v. Mariko Linssen, Instituut voor Natuurbehoud, Kliniekstraat 25, 1070 Brussel (bestellingen@inbo.be). Na ontvangst van uw betaling sturen wij u het rapport op, samen met een factuur waarop de vermelding betaald staat. 2006, Instituut voor Natuurbehoud, Brussel gedrukt op gerecycleerd, chloorvrij papier. Instituut voor Natuurbehoud Kliniekstraat 25, B-1070 Brussel info@inbo.be website: tel : fax :

3 Instituut voor Natuurbehoud AFSTEMMEN VAN REFERENTIECONDITIES EN EVALUATIESYSTEMEN VOOR DE BIOLOGISCHE KWALITEITSELEMENTEN MACROFYTEN EN FYTOBENTHOS EN UITWERKEN VAN EEN MEETSTRATEGIE IN FUNCTIE VAN DE KADERRICHTLIJN WATER EINDRAPPORT, 25 APRIL 2006 Opdrachtgever: Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) Uitvoerder: Instituut voor Natuurbehoud, Onderzoekscel Ecotoop-typologie en Biologische waarderingskaart Rapport van het Instituut voor Natuurbehoud IN.R

4 Stuurgroep: Louis Beyens, UA Sandra De Smedt, VMM Luc Denys, IN Greet Devriese, VMM Saskia Lammens, VMM An Leyssen, IN Henk Maeckelberghe, VMM Koen Martens, AMINAL Afdeling Water Jo Packet, IN Desiré Paelinckx, IN Anik Schneiders, IN Ilse Simoens, IBW Ludwig Triest, VUB Bart Van De Vijver, UA Wouter Van Landuyt, IN Kris Van Looy, IN Jeroen Van Wichelen, UG Leo Vanhecke, Nationale Plantentuin van België Gaby Verhaegen, VMM Wim Vyverman, UG Thierry Warmoes, VMM Gisèle Weyembergh, IN Eindrapport van de onderzoeksopdracht VMM.KRW.REFCOND MF/FYTOBE: Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de Kaderrichtlijn Water: Afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of maximaal ecologisch potentieel in elk Vlaams riviertype (versie augustus 2005) vanuit de overeenkomstig de Kaderrichtlijn Water ontwikkelde beoordelingssystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie voor deze elementen. Opdrachtgever: Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) Opdrachthouder: Instituut voor Natuurbehoud Wijze van citeren: Leyssen A., Denys L., Schneiders A., Van Looy K., Packet J. & L. Vanhecke (2006). Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie in functie van de Kaderrichtlijn Water. Rapport van het Instituut voor Natuurbehoud IN.R in opdracht van VMM, Brussel. 2

5 Dankwoord Graag danken we de leden van de stuurgroep voor hun interesse, steun en bereidwilligheid. In het bijzonder danken we ook: Carine Wils (IN) voor de praktische uitwerking van het GIS-luik; Paul Quattaert (IN) en Luc De Bruyn (IN) voor de nuttige insteek bij het uitwerken van de meetnetstrategie; Rein Brys (IN), Alexander Van Braeckel (IN), Erika Van den Bergh (IN) en Bart Vandevoorde (IN) voor de ondersteuning bij het luik overgangswateren ; Adelheid Vanhille (AMINAL Afdeling Water) voor het aanleveren van de GIS-kaarten met de ordes van de lokale waterlopen; Katrien Bursens (VMM) voor het aanleveren van de kaarten die de fosfor- en stikstof-belasting tonen. 3

6 Inhoud Inhoud Inhoud... 4 Lijst tabellen... 6 Lijst figuren... 8 Samenvatting... 9 Summary Hoofdstuk 1: Inleiding Algemeen kader Europese Kaderrichtlijn Water Doelstellingen Basisbegrippen Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos volgens recente typologie (augustus 2005) Inleiding Typologiewijziging Referentietoestand Relatie tussen de Kaderrichtlijn Water en de Habitatrichtlijn Referentiebeschrijvingen Zure bronbeken Kalkrijkere bronbeken Kleine beek Kleine Kempense beek Grote beek Grote Kempense beek Kleine rivier Grote rivier Zeer grote rivier Polderwaterloop Hoofdstuk 3: Typering van de 172 rivier-waterlichamen Inleiding Waterlichamen en waterlooptypen Criteria ter bepaling van het type per waterlichaam Bepaling van breedte per watertype Problematiek van de SVWL en KWL Vergelijking van typen en waterlichamen Van kleine beek naar grote beek Bekken Gentse kanalen en kanalen Demerbekken Dijlebekken IJzerbekken Leiebekken Hoofdstuk 4: Referentiecondities en doelstellingen voor macrofyten en fytobenthos per waterlichaam Inleiding Referentiecondities en doelstellingen voor natuurlijke waterlichamen Referentiecondities en doelstellingen voor sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen Achtergrondinformatie Definities Bepaling van MEP Bepaling van GEP Kwaliteitsklassen SVWL en KWL

7 Inhoud Probleemstelling MEP en GEP voor fytobenthos MEP en GEP voor macrofyten Enkele voorbeelden Theoretische voorbeelden Gevalstudie: de IJzer Gevalstudie: de MFII-locaties Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel voor macrofyten en fytobenthos Inleiding Monitoring Wat is monitoring? Strategieën voor het opstellen van een meetnet Voorbeelden van monitoring in Vlaanderen Monitoring in oppervlaktewater KRW monitoring Monitoring voor de KRW Strategie voor meetnetten Meetnet stromende wateren Globaal meetnet A Doel B Randvoorwaarden C Meetnetvoorstel strategie D Meetnetvoorstel resultaat E Op het terrein Meetnet instandhoudingsdoelstellingen A Doel B Randvoorwaarden C Aanzet tot uitwerking van het meetnet Meetnet eutrofiëring A Inleiding B Doel C Meetnetvoorstel strategie D Meetnetvoorstel resultaat Meetnet overgangswateren Inleiding Monitoring van macrofyten in overgangswateren Concept voor monitoring Beschikbare gegevens Concept voor een meetnet A Toestand- en trendmonitoring B Operationele monitoring Hoofdstuk 6: Verder onderzoek Literatuur Bijlagen Bijlage 1: Concept itieve indicatoren voor fytobenthos per waterlooptype Bijlage 2: Ingreep-effecttabel Bijlage 3: Meetpunten globaal meetnet Vlaamse waterlichamen Bijlage 4: Meetpunten globaal meetnet lokale waterlopen 1 e orde Bijlage 5: Meetpunten globaal meetnet lokale waterlopen 2 e orde

8 Lijst tabellen Lijst tabellen Tabel 1: Vergelijking van de oude waterlooptypologie (Jochems et al. 2002) met de nieuwe of recente waterlooptypologie (augustus 2005) Tabel 2: Beekbegeleidende bostypen bij referentieomstandigheden Tabel 3: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype min of meer zure bronbeken Tabel 4: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor de min of meer kalkrijke bronbeken Tabel 5: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype kleine beek Tabel 6: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype kleine Kempense beek Tabel 7: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote beek Tabel 8: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote Kempense beek Tabel 9: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten soorten voor het waterlooptype kleine rivieren Tabel 10: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote rivier Tabel 11: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten soorten voor het waterlooptype zeer grote rivier Tabel 12: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten soorten van de grindbank in het type zeer grote rivier Tabel 13: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype polderwaterlopen Tabel 14: Breedte van de grens tussen de typen, afgeleid uit de stroomgebiedoppervlakten Tabel 15: Mogelijke beslissingsstructuur voor de toewijzing van gelijkende typen aan SVWL en KWL Tabel 16: Lijst van waterlichamen die zijn overgegaan van het type kleine beek of kleine Kempense beek naar grote beek of grote Kempense beek Tabel 17: Breedtebepalingen en typetoekenning van de Isabellawatering (OWL 127) Tabel 18: Breedtebepalingen en typetoekenning van de Brugse Reien (OWL 4) Tabel 19: Gemiddelde breedte van Demer VII (OWL 198), Demer VI (199) en Demer V (OWL 200) Tabel 20: Typetoekenning van Demer VII (OWL 198), Demer VI (199) en Demer V (OWL 200) Tabel 21: Breedtebepalingen en typetoekenning van Zenne I (OWL 195) en Zenner II (OWL 179).. 44 Tabel 22: Omschrijving van de kwaliteitsklassen van de biologische kwaliteitselementen voor kunstmatige (KWL) en sterk veranderde waterlichamen (SVWL) en voorstelling ervan op kaart Tabel 23: Klassegrenzen van EQR voor natuurlijke (NWL), sterk veranderde (SVWL) en kunstmatige waterlichamen (KWL) Tabel 24: Gemiddelde breedte van IJzer II en IJzer III. Gebruik makend van Figuur 1 en Tabel 14 wordt het overeenkomstige type gegeven Tabel 25: Kruistabel van oeververdediging en oeverstructuren en de hydromorfologische veranderingen die in de ingreep-effectmatrix vermeld worden

9 Lijst tabellen Tabel 26: Deelindices die niet worden opgenomen in de macrofytenbeoordeling, uitgaande van het streefdoel huidig Tabel 27: Verschillen in opnamemethode tussen de NTMB-evaluatie voor de IJzer (De Rycke & Verelst, in voorbereiding) en de KRW-methode Tabel 28: Kwaliteitsbeoordeling van het waterlichaam IJzer II Tabel 29: Kwaliteitsbeoordeling van het waterlichaam IJzer III Tabel 30: Mediaan, gemiddelde, minimumwaarden en bereik van de resultaten van de twee waterlichamen uitgaande van de verschillende streefdoelen Tabel 31: Aanduiding van het waterlichaamtype voor de MFII-locaties. Wanneer de officiële toekenning nog niet gebeurd is, werd een meest passende optie tussen haakjes aangegeven Tabel 32: Hydromorfologische veranderingen per MFII-locatie Tabel 33: Aanduiding welke deelindices wel of niet worden opgenomen in de eindscore Tabel 34: Kwaliteitsbeoordeling van de MFII-locaties Tabel 35: Voor- en nadelen van keuze op basis van judgement, random verdeling en systematische keuze (uit Hill et al. 2005) Tabel 36: Voor- en nadelen van simple random, stratified en multi-stage-sampling (uit Hill et al. 2005) Tabel 37: Locaties of gebieden die in aanmerking komen om opgenomen te worden in het instandhoudingsmeetnet Tabel 38: Vegetatiestructuurtype en vegetatietype per zone Tabel 39: Aantal huidige PQ s ( huidig ) en minimum aantal voor de toestand- en trendmonitoring ( T&T ) van de Zeeschelde en getijgebonden zijrivieren Tabel 40: Concept itieve indicatoren voor fytobenthos per waterlooptype Tabel 41: Ingreep-effecttabel ter ondersteuning van de te keuze van relevante deelindices voor de kwaliteitsindex macrofyten Tabel 42: Meetpunten voor het globaal meetnet van Vlaamse waterlichamen voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos Tabel 43: Meetpunten voor het globaal meetnet van lokale waterlopen 1e orde voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos Tabel 44: Meetpunten voor het globaal meetnet van lokale waterlopen 2e orde voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos

10 Lijst figuren Lijst figuren Figuur 1: Breedte van het wateroppervlak per waterlooptype Figuur 2: Situering van de waterlichamen waarvan het type van bk of bkk (volgens INtypologie) is overgegaan naar een type van hogere orde (volgens de recente typen) Figuur 3: Proces voor het definiëren van het maximaal ecologisch potentieel Figuur 4: Proces voor het definiëren van het MEP en GEP voor het kwaliteitselement macrofyten in stromende wateren Figuur 5: De IJzer omvat drie Vlaamse waterlichamen uit de categorie rivieren Figuur 6: Illustratie van de oeververdediging van waterlichaam IJzer III Figuur 7: Illustratie van indices die relevant zijn voor de beoordeling, indien de mitigerende maatregelen niet haalbaar zijn ( streefdoel huidig ) Figuur 8: Voorbeeld van het groeperen van opnamen om tot een KRW-beoordeling te komen Figuur 9: Te doorlopen procedure bij het opstellen van een meetnet (naar Hill et al. 2005) Figuur 10: Illustratie van random keuze en systematische keuze (uit Hill et al. 2005) Figuur 11: Illustratie van stratified random sampling, stratified systematic unaligned sampling, two-stage sampling en cluster sampling (uit Hill et al. 2005) Figuur 12: Monitoringsstrategie voor de Kaderrichtlijn Water. Het MAP-meetnet, wordt als voorbeeld aangehaald van een reeds lopende monitoring dat een intermediaire plaats inneemt tussen operationele monitoring en onderzoeksmonitoring Figuur 13: Meetnetten voor de KRW (stromende wateren) Figuur 14: Illustratie van de verschillende mogelijkheden voor de keuze van meetpunten in een Vlaams waterlichaam Figuur 15: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de Vlaamse waterlichamen Figuur 16: Detail van het meetnetvoorstel voor de Vlaamse waterlichamen globaal meetnet Figuur 17: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de lokale waterlopen van de eerste orde Figuur 18: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de lokale waterlopen van de tweede orde Figuur 19: Detail van het meetnetvoorstel voor de lokale waterlichamen Figuur 20: Totaal-P-dichtheid per deelbekken en meetnetvoorstel eutrofiëring Figuur 21: Totaal-N-dichtheid per deelbekken en meetnetvoorstel eutrofiëring Figuur 22: Fosfor-belasting en normoverschrijding Vlarem (maximum)

11 Samenvatting Samenvatting Sinds december 2000 is de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) van kracht in alle Europese lidstaten. De doelstelling van deze richtlijn is het bereiken van, op zijn minst, een goede ecologische toestand of een goed ecologisch potentieel in alle Europese wateren tegen eind 2015 en een achteruitgang ten opzichte van de huidige ecologische toestand tegen te gaan. Om de ecologische toestand van oppervlaktewateren vast te stellen moeten de lidstaten referentiekaders, beoordelingssystemen, monitoringsprogramma s en meetnetten uitwerken voor meerdere biologische kwaliteitselementen. Voor het bepalen van de doelstellingen dienen voor alle kwaliteitselementen de referentieomstandigheden beschreven te worden, waaraan de huidige toestand getoetst zal worden. Het eerste deel van dit rapport behandelt het referentiebeeld van de macrofytische oever- en watervegetaties en de epifytische diatomeeëngemeenschappen voor de verschillende waterlooptypen die in Vlaanderen onderscheiden worden. Soortensamenstelling en andere kenmerken worden hierbij geschetst in het licht van reeds eerder voorgestelde beoordelingsmethoden (Schneiders et al. 2004; Hendrickx & Denys 2005; Leyssen et al. 2005). Vervolgens is een voorlopige toekenning van een watertype aan elk van de 172 Vlaamse rivierwaterlichamen geëvalueerd. Tevens wordt een typering voorgesteld van de sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen. Dit laat toe om de referentietoestand en de doelstellingen voor de afzonderlijke waterlichamen af te leiden. Voor natuurlijke waterlichamen zijn de referentietoestand (zeer goede ecologische toestand; ZGET) en de doelstellingen (minstens goede ecologische toestand; GET) deze die gelden voor het desbetreffende watertype. Voor sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen zijn de referentietoestand, het maximaal ecologisch potentieel (MEP) en de minimale doelstelling, goed ecologisch potentieel (GEP), voor het kwaliteitselement fytobenthos respectievelijk op te vatten als de ZGET en GET van het hydrologisch meest overeenkomstige natuurlijke watertype. Voor het kwaliteitselement macrofyten worden MEP en GEP bepaald door een stappenplan te doorlopen. Hierbij worden mogelijke hydromorfologische veranderingen en mitigerende maatregelen door middel van een ingreep-effecttabel gerelateerd aan de criteria die in de beoordeling betrokken moeten worden. Dit proces wordt geïllustreerd door twee gevalstudies. Om de opvolging van de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos volgens de doelstellingen van de KRW mogelijk te maken dienen eveneens geschikte meetnetten opgezet te worden. In deze studieopdracht wordt de meetnetstrategie opgehangen aan de hiërarchisch gestructureerde monitoringsplicht van trendmonitoring, operationele monitoring en onderzoeksmonitoring. Deze niveau s worden tevens gelinkt aan de rapporteringsplicht voor de beschermde gebieden. Voor de categorie rivieren is een gezamenlijk, initieel, meetnet uitgewerkt, dat zowel toestand- en trendmonitoring als operationele monitoring toelaat; beide typen van monitoring zijn in de Vlaamse situatie immers inherent sterk met elkaar verweven. Dit algemene meetnet omvat 525 trajecten (annex bemonsteringsplaatsen) voor de Vlaamse waterlichamen, 303 trajecten voor de lokale waterlopen van 1 e orde en 306 trajecten voor deze van 2 e orde. Na een eerste monitoringscyclus van 6 jaar dienen zowel het meetnet als de monitoringfrequentie herzien te worden op basis van de verkregen informatie. Een operationeel meetnet eutrofiëring maakt impliciet deel uit van dit algemene meetnet. Een aanzet wordt gegeven voor een instandhoudingsmeetnet dat in nauw verband staat met de Natura 2000 habitatrichtlijn en de bescherming van specifieke waterlopen met belangrijke natuurwaarden. Tenslotte wordt een meetnet voorgesteld voor de categorie overgangswateren. Dit meetnet omvat 170 permanente kwadraten voor de toestand- en trendmonitoring van de macrofytenvegetatie. Een door afstandswaarneming aangestuurd operationeel meetnet verzorgt de vroegtijdige opvolging van de hydromorfologische druk op schorvegetaties. 9

12 Summary Summary Following its publication in December 2000, the European Water Framework Directive (WFD) entered into force for EU Member States. According to this directive, all European water bodies have to achieve at least good ecological status or good ecological potential by Also, the Directive establishes a framework which prevents further deterioration of water resources. To identify the ecological status of surface waters, Member States have to define reference conditions and develop assessment systems and monitoring programs for the quality elements considered relevant for the different categories of water bodies covered by the WFD. Reference conditions are the bench mark to which current status is compared. The first part of this report deals with the reference condition of macrophytic water and riverbank vegetations and of epiphytic diatom communities, viz. phytobenthos, in the different river types that are distinguished in Flanders. Species comition and other characteristics are described, taking into account previously proed assessment systems (Schneiders et al. 2004; Hendrickx & Denys 2005; Leyssen et al. 2005). Next, the current proal for designation of water-body types to the 172 Flemish river water bodies is evaluated. Also, a method is developed to assign heavily modified and artificial water bodies to the most comparable natural river type. When reference conditions are set out for each water type and water bodies have been attributed to these types, the reference conditions and objectives can be determined for individual water bodies. For natural water bodies, the reference conditions and objectives (good ecological status) of the appropriate water body type are applicable as such. For heavily modified water bodies and artificial water bodies, the maximum ecological potential (MEP) and good ecological potential (GEP) for the quality element phytobenthos are those for the most comparable natural water-body type. For the quality element macrophytes, MEP and GEP are determined by means of a formal decision system, using a table relating hydromorphological conditions and mitigation measures to the different metrics considered in the assessment system. Monitoring programs have to be set up to follow-up the status of the quality elements macrophytes and phytobenthos according to the objectives of the FWD. As surveillance and operational monitoring are strongly interrelated in Flanders, a general monitoring network for rivers is proed that allows to initiate both types of monitoring in This network implicitly includes an operational monitoring program for eutrophication and consists of 525 locations in water bodies with a catchment area larger than 50 km² (so-called Flemish water bodies ), 303 locations in local water bodies of 1 st order (catchment area km²) and 306 locations in local water bodies of 2 nd order (catchment area smaller than 10 km²). After the first observation cycle of 6 years, a reassessment of this initial network and the frequency of monitoring will be necessary to further optimize monitoring efforts. A concept is drafted for a supplementary conservation monitoring network aimed to address the Natura 2000 Habitats Directive and watercourses with exceptional nature values. Finally, a monitoring program is set out for transitional waters. This comprises 170 permanent quadrats for surveillance monitoring of salt-marsh vegetation and an early-warning module based on remote sensing to identify salt-marsh stretches that are at risk from hydromorphological pressures and need consideration for operational monitoring. 10

13 Hoofdstuk 1: Inleiding Hoofdstuk 1: Inleiding 1.1 Algemeen kader Sinds 22 december 2000 is de Europese Kaderrichtlijn Water (afkgekort KRW, Richtlijn 2000/60/EG van het Europees Parlement en de Raad van 23 oktober 2000 tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid, EU-Richtlijn 2000/60/EG) van kracht. Voor de implementatie van de KRW in Vlaanderen werden reeds een aantal studies uitgevoerd die betrekking hebben op de typologie (Jochems et al. 2002) en de verschillende kwaliteitselementen (Triest et al. 2003, Gabriëls et al. 2004, Schneiders et al. 2004, Brys et al. in voorbereiding, Hendrickx & Denys 2005, Leyssen et al. 2005, Stuckens & Van Hoydonck 2005 en Stuckens in voorbereiding). Ten gevolge van een kabinetsbeslissing, d.d. 18/02/2005, werden de waterlichamenindeling en de typologie van de Vlaamse waterlopen gewijzigd t.o.v. eerdere voorstellen (cf. Jochems et al. 2002). Dit heeft gevolgen voor de toekenning van de waterlooptypen aan de waterlichamen en de daaraan gekoppelde referentieomstandigheden en doelstellingen. Deze studieopdracht onderzoekt de gevolgen van deze wijziging, formuleert aangepaste referentiebeschrijvingen op typeniveau, evalueert de nieuwe typeringen en bepaalt doelstellingen op het niveau van de waterlichamen. Tevens wordt een meetnet uitgewerkt voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos aan de hand waarvan getoetst kan worden of de nagestreefde goede kwaliteit bereikt wordt. 1.2 Europese Kaderrichtlijn Water De Europese Kaderrichtlijn Water is opgesteld om de Europese landoppervlaktewateren, overgangswateren, kustwateren en het grondwater duurzaam te beschermen en te beheren. Eind 2015 is als streefdatum vastgelegd om een goede oppervlaktewatertoestand en een goede grondwatertoestand te bereiken in alle Europese wateren (VIWC 2001). Voor oppervlaktewateren wordt de algemene milieudoelstelling meer specifiek beschreven als het bereiken van een goede ecologische en chemische toestand van het natuurlijk oppervlaktewater en een goed ecologisch potentieel en een goede chemische toestand van de kunstmatige en sterk veranderde waterlichamen. Een goede ecologische toestand (GET) houdt in dat de waarden van de biologische kwaliteitselementen hoogstens een geringe mate van verstoring vertonen ten gevolge van menselijke activiteiten en er slechts een lichte afwijking is van wat normaal is voor het type oppervlaktewater in onverstoorde staat. Een goed ecologisch potentieel (GEP) wordt bereikt wanneer er slechts lichte veranderingen zijn in de waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen ten opzichte van wat normaal is voor het meest vergelijkbare type oppervlaktewater. De referentieomstandigheden beschrijven een zeer goede ecologische toestand of de toestand bij maximaal ecologisch potentieel (MEP) van het oppervlaktewaterlichaam; met andere woorden, de toestand van een oppervlaktewaterlichaam dat behoort tot de beste klasse van de 5 ecologische kwaliteitsklassen. De referentieomstandigheden dienen vastgesteld te worden voor diverse kwaliteitselementen; deze kwaliteitselementen kunnen in drie groepen worden ondergebracht: - biologische elementen (waaronder fytobenthos, fytoplankton, macrofyten, macroinvertebraten en vissen); - hydromorfologische elementen die mede bepalend zijn voor de biologische elementen; - fysisch-chemische elementen die mede bepalend zijn voor de biologische elementen (algemene elementen en specifieke verontreinigende stoffen). Voor elk kwaliteitselement dient een kwaliteitsindex ontwikkeld te worden die een aantal relevante parameters integreert. Deze kwaliteitsindex dient vertaald te worden naar een ecologische kwaliteitscoëfficiënt ( Ecological Quality Ratio of afgekort EQR), die de afstand aangeeft t.o.v. de referentieomstandigheden. De waarde van de EQR ligt tussen 0 (laagste waarde bij een slechte ecologische toestand) en 1 (hoogste waarde bij een zeer goede ecologische toestand). De schaal tussen 0 en 1 wordt in 5 kwaliteitsklassen verdeeld, gaande van slecht, ontoereikend, matig, goed tot zeer goed. 11

14 Hoofdstuk 1: Inleiding De uiteindelijke score van de ecologische toestand of de kwaliteitsklasse waartoe een waterlichaam behoort, wordt bepaald door de laagste waarde van de resultaten van de biologische en fysischchemische kwaliteitselementen. Deze eindbeoordeling dient per stroomgebieddistrict op kaart aangeduid te worden aan de hand van de volgende kleurcodering voor de kwaliteitsklassen: rood voor slecht, oranje voor ontoereikend, geel voor matig, groen voor goed en blauw voor zeer goed. 1.3 Doelstellingen Vooreerst dient een referentiebeschrijving opgesteld te worden voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos voor de recente waterlooptypen (typologie augustus 2005) (resultaatgebied 1). Dit resultaatgebied wordt in het tweede hoofdstuk behandeld. Aangezien ten gevolge van de in paragraaf 1.1 vermelde kabinetsbeslissing het aantal waterlichamen sterk gereduceerd werd, omvat één waterlichaam volgens het meest recente voorstel (dat op werd aangeleverd) mogelijk meerdere waterlichamen in de zin van het eerder door de VMM geformuleerde voorstel en verandert eventueel het waterlooptype ten opzichte van voorgaande indelingen. De KRW vraagt om voor elk waterlichaam één referentiekader per kwaliteitselement aan te geven. Voor de 172 Europese rivierwaterlichamen in Vlaanderen zullen de voorgestelde typen geëvalueerd worden (resultaatgebied 2). Dit tweede resultaatgebied wordt in hoofdstuk 3 besproken. Per waterlichaam dienen, afhankelijk van het type waartoe het stromende water behoort, de referentieconditie en de doelstelling (goede toestand) beschreven te worden voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos. Indien het een (voorlopig) sterk veranderd of kunstmatig waterlichaam betreft, worden het maximaal ecologisch potentieel (MEP) en het goed ecologisch potentieel (GEP) beschreven voor de twee kwaliteitselementen (resultaatgebied 3). De doelstellingen per waterlichaam zijn in hoofdstuk 4 terug te vinden. Een vierde doelstelling omvat het aangeven van mogelijkheden om de waterlichamen optimaal te groeperen ( geclusterd ) met oog op de rapportering (resultaatgebied 4). Tenslotte wordt een voorstel geformuleerd voor een meetnet voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos voor de toestands- en trendmonitoring en de operationele monitoring van de Vlaamse waterlichamen en de lokale waterlichamen voor zowel de stromende wateren als de overgangswateren (resultaatgebied 5). Deze laatste twee resultaatgebieden worden besproken in een vijfde hoofdstuk. 1.4 Basisbegrippen KRW: Europese Kaderrichtlijn Water. EQR: Ecological Quality Ratio of de ecologische kwaliteitscoëfficiënt. SGO: stroomgebiedoppervlakte. CIS: Common Implementation Strategy; dit zijn door werkgroepen opgestelde documenten die een handreiking vormen voor de invulling van de Europese Kaderrichtlijn Water. Sterk veranderd waterlichaam (SVWL of HMWB): een oppervlaktewaterlichaam dat door fysische wijzigingen ingevolge menselijke activiteiten wezenlijk is veranderd van aard (EU-Richtlijn 2000/60/EG). Kunstmatig waterlichaam (KWL of AWB): een door menselijke activiteiten tot stand gekomen oppervlaktewaterlichaam (EU-Richtlijn 2000/60/EG). Waterlichaam of oppervlaktewaterlichaam (WL of OWL): een onderscheiden oppervlaktewater van aanzienlijke omvang, zoals een meer, een waterbekken, een stroom, een rivier, een kanaal, een deel van een stroom, rivier of kanaal, een overgangswater of een strook kustwater (EU-Richtlijn 2000/60/EG). 12

15 Hoofdstuk 1: Inleiding Goede ecologische toestand (GET, voor wat betreft macrofyten en fytobenthos in rivieren): Er zijn lichte veranderingen in samenstelling en abundantie van de macrofytische en fytobentische taxa in vergelijking met de typespecifieke gemeenschappen. Die veranderingen wijzen niet op een versnelde groei van fytobenthos of hogere vormen van plantaardig leven die leiden tot ongewenste verstoringen van het evenwicht van de in het waterlichaam aanwezige organismen of de fysisch-chemische kwaliteit van het water of sediment. De fytobentische gemeenschap wordt niet negatief beïnvloed door bacterievlokken en -lagen ten gevolge van menselijke activiteiten (EU-Richtlijn 2000/60/EG). Maximaal ecologisch potentieel (MEP, algemeen, voor de biologische kwaliteitselementen): De waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen zijn zoveel mogelijk normaal voor het meest vergelijkbare type oppervlaktewaterlichaam, gegeven de fysische omstandigheden die voortvloeien uit de kunstmatige of sterk veranderde kenmerken van het waterlichaam (EU-Richtlijn 2000/60/EG). Goed ecologisch potentieel (GEP, algemeen, voor de biologische kwaliteitselementen): Er zijn lichte veranderingen in de waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen ten opzichte van de waarden bij maximaal ecologisch potentieel (EU-Richtlijn 2000/60/EG). 13

16 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos volgens de recente typologie (augustus 2005) 2.1 Inleiding Voor de uitwerking van de KRW, dienen de referentietoestanden voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos te worden beschreven. Deze referentiebeschrijvingen vormen de basis waaraan de huidige toestand van de waterlopen wordt getoetst. Dit hoofdstuk behandelt vooreerst de recente wijzigingen in de typologie; vervolgens wordt het begrip referentietoestand omschreven. Om de afstemming met andere Europese verplichtingen voor instandhouding en herstel te garanderen, wordt kort de relatie tussen de KRW en de Habitatrichtlijn geschetst. Tenslotte wordt de referentiebeschrijving van de verschillende waterlooptypen voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos geformuleerd. Hierbij wordt voornamelijk gesteund op de studies over biologische beoordelingssystemen op basis van macrofyten (Schneiders et al. 2004; Leyssen et al. 2005) en fytobenthos (Hendrickx & Denys 2005). 2.2 Typologiewijziging Naar aanleiding van de kabinetsbeslissing op 18/02/2005 is de typologie van waterlopen voor de KRW gewijzigd. De nieuwe typologie verschilt in geringe mate van het typologievoorstel geformuleerd door het Instituut voor Natuurbehoud (Jochems et al. 2002). Een overzicht van de vergelijking van de nieuwe of de recente typologie (augustus 2005) met de oude IN-typologie wordt gegeven in Tabel 1. Het verschil met de typen beschreven door Jochems et al. (2002) bestaat erin dat de Strahler-orde vervalt als bijkomend criterium om een onderscheid te maken tussen kleine beek en grote beek en tussen kleine Kempense beek en grote Kempense beek. Omdat de VHA-atlas niet overal voldoende gedetailleerd is, werd besloten de Strahler-orde niet te laten gelden als onderscheidend criterium. De graad van detail van de VHA-atlas heeft immers consequenties voor de juistheid van de Strahler-orde. Anderzijds is de Strahler-orde een belangrijk criterium omdat een plotse toename in breedte of diepte vooral plaatsvindt na de samenvloeiing van enkele grotere waterlopen. Ook de bijhorende levensgemeenschappen zouden vooral na een verandering in orde van samenstelling veranderen. Vandaar dat de Strahler-orde een goede maat is die aanvullend kan worden gebruikt bij deze deelbekkens die weinig of niet vertakken. Het uitsluiten van de Strahler-orde als criterium heeft als gevolg dat enkele waterlopen die voorheen als kleine beek (of kleine Kempense beek ) werden bestempeld, nu worden beschouwd als grote beek (of grote Kempense beek ) (cfr. 3.5). Tabel 1: Vergelijking van de oude waterlooptypologie (Jochems et al. 2002) met de nieuwe of recente waterlooptypologie (augustus 2005). stroomgebiedoppervlakte code recente (km 2 hydro-ecoregio oude waterlooptype (IN) recente waterlooptype ) typen Zand-Zandleemstreek kleine beek kleine beek bk < 50 Kempen kleine Kempense beek kleine Kempense beek bkk Strahlerorde < 4 Zand-Zandleemstreek kleine beek grote beek bg Strahlerorde < 4 Kempen kleine Kempense beek grote Kempense beek bgk Strahlerorde 4 Zand-Zandleemstreek grote beek grote beek bg Strahlerorde 4 Kempen grote Kempen beek grote Kempense beek bgk Zand-Zandleemstreek kleine rivier kleine rivier rk Zand-Zandleemstreek grote rivier grote rivier rg zeer grote rivier zeer grote rivier rzg - Polders polderwaterlopen polderwaterlopen p Door Stuckens & Van Hoydonck (2005) werd een verfijning van de oorspronkelijke hydro-ecoregio van de Zand- en Zandleemstreek voorgesteld. Hierbij wordt de hydro-ecoregio Zand- en Zandleemstreek verfijnd naar Brabantse leemstreek, West- en Oost-Vlaamse leemstreek, Oostelijke zandleemstreek, zandig West- en Oost-Vlaanderen, Boomse cuesta en Gentse kanaalzone. Dit heeft een opsplitsing van de typen kleine beek en grote beek naar de verfijnde hydro-ecoregio s tot gevolg. Indien voldoende informatie beschikbaar is, kunnen in de toekomst de referentiebeelden in detail uitgewerkt worden volgens deze typologie. Helaas zijn er op dit moment onvoldoende gegevens ter beschikking om een onderscheid te maken tussen de vegetatie- en fytobenthossamenstelling volgens deze verfijnde typologie. 14

17 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos 2.3 Referentietoestand Het begrip referentietoestand, referentiecondities of referentieomstandigheden wordt in de tekst van de richtlijn niet duidelijk omschreven. In de CIS-handleiding (REFCOND 2003) wordt het begrip wel omschreven: De referentiecondities dienen niet noodzakelijk gelijk te worden gesteld aan volledig onverstoorde en ongerepte situaties. Zeer kleine afwijkingen worden toegestaan, wat wil zeggen dat menselijke invloed toegestaan is, zolang dit geen of slechts weinig ecologische effecten als gevolg heeft. Hierbij verwijst het laatste bijzonder naar situaties waarbij het onmogelijk is een onderscheid te maken tussen de antropogene effecten en de natuurlijke variatie die in het type op kan treden. Referentieomstandigheden worden gelijkgesteld aan de zeer goede ecologische toestand (REFCOND 2003), waardoor het beoordelingssysteem is gekoppeld aan de referentietoestand. Voor wat betreft macrofyten en fytobenthos in waterlopen, houdt de referentietoestand in dat de taxonomische samenstelling geheel of vrijwel geheel overeenkomt met de onverstoorde staat. Er worden geen waarneembare veranderingen in de gemiddelde abundantie van macrofyten en fytobenthos vastgesteld. Er dient in de vaststelling van de referentiecriteria rekening te worden gehouden met de natuurlijke variatie die in een referentietoestand aanwezig mag zijn. Dit houdt binnen de ontwikkelde beoordelingsmethode in dat er voor het kwaliteitselement macrofyten geen betekenisvolle aanwezigheid is van taxa die niet in het watertype verwacht worden bij natuurlijke omstandigheden en dat er geen betekenisvolle toename optreedt van taxa die op een verminderde waterkwaliteit duiden. Eveneens houdt dit in dat groeivormen in die mate aanwezig zijn dat een zich op natuurlijke wijze ontwikkelde vegetatie wordt aangeduid en dat de submerse vegetatieontwikkeling aansluit bij deze die onder natuurlijke omstandigheden verwacht mag worden. Concreet betekent dit dat voor macrofyten de referentie-omstandigheden met de daarop toegelaten variatie overeenkomen met de klasse zeer goed, afgeleid uit de EQR van het beoordelingssysteem. Dit wil zeggen dat, met de door Schneiders et al. (2004) voorgestelde en nog als voorlopig te beschouwen grenswaarden, een EQR tussen 0,8 en 1 overeenkomt met de referentiecondities. Om een EQR te bekomen tussen 0,8 en 1, dienen zowel de typespecificiteitsscore (TS), de verstoringsscore (V), de groeivormenscore (GV) en, indien van toepassing, de vegetatieontwikkelingsscore (VO) minimum 0,8 te bedragen, aangezien de laagste deelscore de EQR bepaalt. Voor specificaties omtrent de berekening van de EQR en de indices wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). De referentiesituatie voor fytobenthos wordt vanuit de ontwikkelde beoordelingsmethode omschreven door de combinatie van een relatief hoog aandeel itieve indicatoren in combinatie met een gering aandeel negatieve en indifferente taxa (Hendrickx & Denys 2005). Ook hier zijn voorgestelde grenswaarden nog als voorlopig te beschouwen en bovendien nog niet voor alle watertypen geconcretiseerd. 2.4 Relatie tussen de Kaderrichtlijn Water en de habitatrichtlijn (afgekort HR) Om de afstemming met andere Europese verplichtingen voor instandhouding en herstel te garanderen wordt kort de relatie tussen de KRW en de Habitatrichtlijn geschetst. De Europese habitatrichtlijn beoogt de instandhouding van de natuurlijke leefmilieus, via de aanduiding, de bescherming en het beheer van speciale beschermingszones (SBZ) in het Natura 2000 netwerk. Hiervoor dient de staat van instandhouding beoordeeld te worden, met als streefdoel een gunstige staat van instandhouding. De gunstige staat van instandhouding betreft in algemene termen de situatie waarin een habitat of een soort goed gedijt (zowel in kwaliteit als in omvang/populatie), met goede vooruitzichten op korte en lange termijn. De instandhouding van een habitattype is gunstig, bij: - een stabiel of toenemend natuurlijk verspreidingsgebied en oppervlakte van het habitattype; - en bij de aanwezigheid van specifieke structuren en functies noodzakelijk voor het op lange termijn voorbestaan van het habitattype; - en bij een gunstige staat van instandhouding van typische soorten van dit habitattype. 15

18 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos De gunstige staat wordt in Vlaanderen verder opgedeeld in A-Goed en B-Voldoende (Heutz & Paelinckx 2005), waarbij vooral de noodzaak van actief beheer van de instandhouding doorslaggevend is. Het enige aquatische Natura 2000-habitattype dat in Vlaanderen voorkomt in stromende wateren is het habitattype 3260, Submontane en laagland rivieren met vegetaties behorende tot het Ranunculion fluitantis en het Callitricho-Batrachion. In Vlaanderen wordt binnen dit habitattype een onderscheid gemaakt tussen het subtype van de relatief traag stromende rivieren en beken (laagland) en het subtype van de relatief snel stromende rivieren en beken (submontaan). De snelstromende waterlopen zijn nagenoeg uitsluitend te vinden in de Voerstreek en de Grensmaas; de traagstromende waterlopen zijn voornamelijk te vinden in de bekkens van de Grote en de Kleine Nete. Op dit moment zijn drie Natura 2000-gebieden aangewezen voor habitattype 3260, met name: - BE : Valleigebied van de Kleine Nete met aangrenzende brongebieden, moerassen en heiden; - BE : Bovenloop van de Grote Nete met Zammelsbroek, Langdonken en Goor; - BE : Voerstreek. In Nederland is ook de Grensmaas aangeduid als behorende tot dit type. Dit habitattype kan, zoals gedefinieerd in de richtlijn, ruim geïnterpreteerd worden en mogelijk voorkomen in verschillende Vlaamse waterlooptypen: BB k, BB z, bkk, bgk, bk, bg, rk, rg, rzg, P zoet. De opgesomde typische soorten voor dit habitattype kunnen namelijk groeien in heel dit spectrum van waterlooptypen. Mogelijk kunnen habitats in BB, bk, bg en rzg bij het snelstromende subtype en habitats in bkk, bgk, rk en rg bij het traagstromende subtype gerekend worden. Daarnaast kunnen volgende Natura 2000-habitats voorkomen op de oevers van stromende wateren: - 91E0: Alluviale bossen met Alnion glutinosa en Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae, Salicion albae); - 91F0: Gemengde eiken-iepen-essenbossen langs de oevers van grote rivieren met Quercus robur, Ulmus laevis, Fraxinus excelsior of Fraxinus angustifolia (Ulmenion minoris). Ook aan de overgangswateren zijn een aantal Natura 2000-habitats gelinkt: : Estuaria; : Bij eb droogvallende slikwadden en zandplaten; : Eenjarige pioniersvegetaties van slik en zandgebieden met Salicorniasoorten en andere zoutminnende planten; : Schorren met slijkgrasvegetatie (Spartinion maritimae); : Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae). Hier wordt echter de focus gelegd op het type 3260, de submontane- en laaglandrivieren met vegetaties behorende tot het Ranunculion fluitantis en het Callitricho-Batrachion. Per habitattype worden voor het Natura 2000-habitattype 3260 milieukarakteristieken beschreven, waaraan voldaan moet worden opdat het habitat in een gunstige staat zou kunnen zijn. Ook worden criteria beschreven die voor de beoordeling van de staat van instandhouding geëvalueerd dienen te worden. Hierbij worden de volgende beoordelingscriteria onderscheiden (Heutz & Paelinckx 2005): - oppervlakte; - habitatstructuur en structuurbepalende processen; - vegetatie; - fauna typisch voor het habitattype; - verstoring. Bij de HR-beoordeling van de vegetatie wordt een onderscheid gemaakt tussen typische soorten en overige soorten. De typische soorten geven de graad van representativiteit van een habitattype weer. Ze geven het aantal goede en kenmerkende subtypen van het habitattype weer. De overige soorten zijn soorten die in Vlaanderen worden beschouwd als weinig typerend voor het habitattype, maar die er wel regelmatig van nature in voorkomen. De nog voorlopige omschrijving van typische soorten voor de HR is nauwer dan deze die wordt gehanteerd voor de typespecificiteitswaarde bij de KRWbeoordeling voor macrofyten. Bij het bepalen van de typespecificiteitswaarde worden evenzeer algemene soorten opgenomen die voorkomen in een brede waaier van typen. De typische soorten uit 16

19 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos de HR kunnen dus eerder vergeleken worden met de bijzondere soorten (B) uit de KRW-beoordeling. De typische soorten uit de KRW bevatten immers zowel de typische als de begeleidende soorten. Evenals bij de beoordeling van de macrofyten voor de KRW, worden ook bij het traagstromende subtype de invasieve neofyten negatief beoordeeld. Deze soorten, zijn ook in de macrofytensoortenlijst voor de KRW opgenomen als invasieve neofyten. Bij het beoordelingscriterium verstoring worden voor de HR enkele soorten aangeduid die wijzen op eutrofiëring. Ook voor de KRW-beoordeling wordt een lijst van soorten aangereikt die de mate van verstoring aangeven; deze omvat ook de eutrofiëringsindicatoren die voor de HR werden aangegeven. Voor de beoordeling van de habitatstructuur wordt bij de waterhabitats de diversiteit aan groeivormen in acht genomen. Hier wordt, naar analogie met de beoordeling van de index groeivormen voor de KRW, het aantal groeivormen bepaald en beoordeeld, om zo een oordeel te kunnen vellen over de structuur van de vegetatie. De beoordeling volgens de HR blijkt iets strenger te zijn dan deze voor de KRW. Een beoordeling als een goede staat van instandhouding valt in de hoogste klasse van de KRW (zeer goed), wat overeenkomt met de referentie-nabije omstandigheden. Dit is te rechtvaardigen, aangezien dit vanuit de doelstellingen van de verschillende richtlijnen ook zo gesteld wordt. De elementen van de HR kunnen dus gebruikt worden ter ondersteuning van de omschrijving van de referentieomstandigheden voor de KRW. De (sub)habitattypen kunnen echter niet eenduidig geplaatst worden in de Vlaamse waterlooptypen. Het overnemen van de referentieomstandigheden uit de omschrijving van de goede staat van instandhouding is dus niet mogelijk. De informatie verzameld voor de KRW-beoordeling voor macrofyten kan nuttig aangewend worden voor de bepaling van de deelcriteria diversiteit aan groeivormen (criterium habitatstructuur), eutrofiëring, invasieve neofyten (beide van het criterium verstoring) en het criterium vegetatiesamenstelling. De informatie van de andere kwaliteitselementen uit de KRW (overige biologische elementen, evenals hydromorfologische en fysisch-chemische elementen) maken het wellicht mogelijk om de beoordeling van de instandhouding van het Natura 2000-habitat beter te evalueren. Naast richtlijnen voor het beschermen van habitats, worden in de habitatrichtlijn ook instandhoudingsdoelstellingen geformuleerd voor soorten. Luronium natans en Apium repens zijn aangemelde plantensoorten die in stromende wateren kunnen voorkomen en die zowel voor de bijlage II-lijst als de bijlage IV-lijst zijn aangeduid (EU-richtlijn 92/43/EEG). De bijlage II-lijst bevat soorten van communautair belang voor de instandhouding waarvan aanwijzing van speciale beschermingszones vereist is. Deze soorten zijn, aanvullend aan de lijst van beschermde natuurlijke habitattypes (bijlage I), belangrijk voor de realisatie van een coherent netwerk van speciale beschermingsgebieden (SBZ). De bijlage IV-lijst bevat soorten van communautair belang die strikt moeten worden beschermd. Ze dienen dus in het hele grondgebied te worden beschermd. Deze twee soorten zijn momenteel aangemeld voor de volgende SBZ s: Luronium natans: BE : Bos- en heidegebieden ten oosten van Antwerpen; BE : Vennen, heiden en moerassen rond Turnhout; BE : Valleigebied van de Kleine Nete met aangrenzende brongebieden, moerassen en heiden; BE : Bovenloop van de Grote Nete met Zammelsbroek, Langdonken en Goor; BE : De Maten; BE : Valleien van de Laambeek, Zonderikbeek, Slangebeek en Roosterbeek met vijvergebieden en heiden; BE : Itterbeek met Brand, Jagersborg, Schootsheide en Bergerven; BE : Bossen en heiden van zandig Vlaanderen: oostelijk deel; BE : Valleien van Winge en Motte met valleihellingen; BE : Demervallei. Apium repens: BE : Bossen van het zuidoosten van de Zandleemstreek; BE : Demervallei; BE : Duingebieden inclusief IJzermonding en Zwin. Apium repens komt in Vlaanderen momenteel echter niet voor in stromende wateren (pers.meded. Anne Ronse, Nationale Plantentuin Meise). 17

20 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Momenteel zijn voor de soorten de omschrijving van de instandhoudingsdoelstellingen en de indicatoren die de huidige staat van instandhouding evalueren nog niet voltooid. Best wordt er bij de verdere uitwerking van deze instandhoudingsdoelstellingen verder overleg gepleegd, zodat de indicatoren die de staat van instandhouding voor Luronium natans evalueren ook worden opgenomen in het veldprotocol van de KRW. Beide monitoringsvereisten kunnen dan gezamenlijk ingevuld worden. 2.5 Referentiebeschrijvingen Verondersteld mag worden dat in een niet door de mens gewijzigd landschap onze waterlopen grotendeels doorheen een beboste omgeving zouden evolueren. Tabel 2 geeft, vanuit het perspectief van de BWK-typologie, weer welke bostypen zich onder referentieomstandigheden naar verwachting zouden ontwikkelen. Tabel 2: Beekbegeleidende bostypen bij referentieomstandigheden. bostypen Vf Va Vn Vc Vm Vo Vt So Sf Vochtig of vrij vochtig elzen-eikenbos met eventuel haagbeuk Alluviaal essen- olmenbos (Ulmo- Fraxinetum) Nitrofiel alluviaal elzenbos (Macrophorbio-Alnetum) Elzen-essenbos van bronnen en bronbeken (Carici-Fraxinetum en Cardamino-Alnetum) Mesotroof elzenbos met zeggen (Carïci elongatae-alnetum) Oligotroof elzenbos met veenmossen (Blechno-Alnetum of Spagno-Alnetum) Venig berkenbos (Vaccinio-Betulum pubescentis) type waterlooptype BB z min of meer zure bronbeken x x x x BB k min of meer kalkrijke bronbeken x x bk kleine beek x x bg grote beek x x x bkk kleine Kempense beek x x x x bgk grote Kempense beek x x x x rk kleine rivier x x x rg grote rivier x x x x rzg zeer grote rivier x x x x Vochtig wilgenstruweel op venige of zure grond (Saliceto-Franguletum) Vochtig, meso- tot eutroof wilgensstruweel (Salicetum triandrae-viminalis) De referentievegetatie en het epifytische diatomeeënfytobenthos van de waterlooptypen zelf worden, in algemene termen, nader omschreven in de volgende paragrafen. Hierbij is getracht zowel het algemene vegetatiebeeld, aan de hand van de meest abundante en/of faciesvormende water- en oeverplanten synoptisch in tabelvorm weer te geven, als een aantal van de meer kenmerkende, maar vaak veeleer onopvallend voorkomende, macrofyten voor elk type op te sommen. Gezien elk type een min of meer breed bereik van vegetatietypen omvat, mag niet verwacht worden dat al deze soorten op eender welke ongestoorde standplaats samen aangetroffen kunnen worden. Voor het fytobenthos is getracht om, naast enkele abundante taxa en een algemene karakteristiek van de gemeenschap, het spectrum van itieve indicatoren weer te geven Min of meer zure bronbeken (BB z ) Deze door oppervlakkig afstromend regenwater en kwel gevoede beekjes stromen traag, hebben een zand- of veenbodem, met plaatselijk ook accumulatie van grof organisch materiaal of venige detritus.. Naast de kleine beekjes met een eerder diffuus verloop die doorheen heidegebieden stromen, worden ook de zure kwelbeken tot dit type gerekend. Ze zijn voedselarm en hebben bijgevolg een lage productiviteit. Aquatische vegetatie is vaak schaars. De soortensamenstelling in het water is gelijkaardig aan die van zuurdere vennen en de begroeiing op de moerassige oevers wordt gevormd door veenmostapijten, natte heide en gagelstruweel of zeggenrijke vegetaties. 18

21 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Macrofyten 1 De vegetatie in het water bestaat voornamelijk uit een vrij open, deels amfibische, begroeiing; nymphaeïden ontbreken er. Onder meer zure omstandigheden kunnen veenmossen (Sphagnum spp.) voorkomen; ook soorten zoals knolrus (Juncus bulbosus), witte waterranonkel (Ranunculus ololeucos) en veenpluis (Eriophorum polystachion) worden er aangetroffen (Tabel 3). Ook andere soorten van het verbond van natte heiden (Ericion tetralicis 2 ) en hoogveen zijn dan te verwachten in dit waterlooptype. In meer mineraalrijke moerassige brongebieden met elzen-berkenbroek en berkenbroek kunnen, onder andere, ondergroei van zeggen en laagveensoorten zoals Calla palustris en Comarum palustre, verwacht worden. Lokaal komen op kwelplekken duizendknoopfonteinkruid (Potamogeton polygonifolius), vlottende bies (Isolepis fluitans 3 ) en haaksterrenkroos (Callitriche hamulata) voor. Vanwege de vaak schaarse begroeiing onder natuurlijke omstandigheden is de vegetatieontwikkeling niet als index opgenomen bij het eindoordeel. De meest kenmerkende en aspectbepalende soorten voor zure bronbeken worden in Tabel 3 opgesomd. Hierin zijn eveneens soorten uit de belendende moerassfeer opgenomen. Voor een meer volledige lijst van typespecifieke soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 3: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype min of meer zure bronbeken (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Calla palustris slangewortel F Callitriche hamulata haaksterrenkroos F Carex lasiocarpa draadzegge K Carex limosa slijkzegge K Carex rostrata snavelzegge F Comarum palustre wateraardbei F Deschampsia setacea moerassmele K Drosera intermedia kleine zonnedauw Drosera rotundifolia ronde zonnedauw Eleocharis acicularis naaldwaterbies Eleocharis multicaulis veelstengelige waterbies Eriophorum polystachion veenpluis F Isolepis fluitans vlottende bies F Juncus bulbosus knolrus F Juncus filiformis draadrus Luronium natans drijvende waterweegbree K Menyanthes trifoliata waterdrieblad F Molinia caerulea pijpenstrootje F Myrica gale wilde gagel F Myriophyllum alterniflorum teer vederkruid Narthecium ossifragum beenbreek F Potamogeton gramineus ongelijkbladig fonteinkruid Potamogeton polygonifolius duizendknoopfonteinkruid F Ranunculus ololeucos witte waterranonkel Rhynchospora alba witte snavelbies Rhynchospora fusca bruine snavelbies Sparganium angustifolium drijvende egelskop K Sparganium natans kleinste egelskop K Sphagnum div. sp. veenmos F Utricularia intermedia plat blaasjeskruid K 1 In de hiernavolgende opsomming van soorten wordt de nomenclatuur van Lambinon et al. (2004) gevolgd. 2 De verwijzingen naar plantengemeenschappen volgen de beschrijvingen van de vegetatie van Nederland (Schaminée et al. 1995). 3 Voorheen Scirpus fluitans genoemd. 19

22 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Utricularia minor klein blaasjeskruid K Vaccinium oxycoccos kleine veenbes K Wahlenbergia hederacea klimopklokje K Soorten die in dit bronbeektype op verstoring duiden worden door Leyssen et al. (2005) opgesomd. Groeivormen die in min of meer zure bronbeken verwacht kunnen worden zijn chariden (Nitella spp.), magnopotamiden, isoetiden, watermossen (incl. Sphagnum spp.) en kleine oever- of moerasplanten. Ook parvopotamiden/ myriophylliden/elodeiden en batrachiiden/pepliden kunnen er voorkomen. Onder referentieomstandigheden worden minstens 4 van deze groeivormen aangetroffen Fytobenthos In tegenstelling tot bij de kalkrijke bronbeken uit het reliëfrijkere Brabant en Oost-Vlaanderen kennen zure bronbeken doorgaans iets lagere en meer constante stroomsnelheden. Het water van zure bronbeken wordt gekenmerkt door een ph < 6,5, lage concentraties kationen en zeer geringe nutriëntengehalten. Wanneer de beekjes ontstaan door diffuse afwatering van venige, met natte heide begroeide, plateaus worden aanvankelijk vrij gelijkaardige gemeenschappen als in stilstaande heidewaters gevonden. De genera Eunotia, Brachysira, Frustulia en Pinnularia zijn in deze kleine, meer uitgesproken zure, afwateringssystemen het best vertegenwoordigd; Eunotia is daarbij het meest aan een vast substraat gebonden 4. De kenmerkende soorten voor de referentietoestand zijn in dit geval, ondermeer, af te leiden uit de kennis van de huidige en voormalige flora van niet gestoorde vennen in (vooral) Vlaanderen, Nederland en Duitsland. Doordat een hoge zuurgraad in veel sterkere mate bepalend is voor de samenstelling van diatomeeëngemeenschappen, dan beperkte verschillen in geografie en hoogteligging, kunnen ook systemen die meer bij het laaggebergte aansluiten in aanmerking genomen worden om het referentiebeeld te beschrijven. Zo komen, bijvoorbeeld, uit een uitgebreid onderzoek van elektrolytarme bovenlopen in de Duitse regio s Baden-Würtenburg, Beieren en Nordrhein-Westfalen Eunotia bilunaris, E. bilunaris var. mucophila, E. implicata, E. paludosa, E. paludosa var. trinacria, E. meisteri, E. septentrionalis, E. silvahercynia, E. sudetica en in mindere mate E. minor naar voor als taxa die het best bij de referentietoestand aansluiten (Alles et al. 1991). Eunotia nymanniana, E. steineckii en E. tenella kunnen aan dit rijtje toegevoegd worden. Ook Eunotia exigua is heden vaak erg abundant in zure bronnen, maar dit hangt wellicht samen met een als gevolg van antropogene verzuring gewijzigd chemisch karakter. Zoals bekend vanuit zowel historische gegevens (bv. van Dam & Mertens 1995), als onderzoek van weinig gestoorde waterlopen (ondermeer Werum & Lange-Bertalot 2004), vervoegen iets meer stroomafwaarts of bij zwak zure omstandigheden een groter aantal oligotrafente taxa uit stromend water het soortenspectrum. Deze behoren vooral tot monoraphide genera (Achnanthidium, Eucocconeis, Planothidium, Psammothidium, Rossithidium), maar ook diverse biraphide (Chamaepinnularia, Diadesmis, Encyonopsis, Encyonema, Gomphonema, ) en araphide (Aulacoseira, Fragilaria s.l., Tabellaria) soorten kunnen aanwezig zijn. Ondermeer Achnanthidium minutissimum, Diatoma mesodon, Eunotia incisa, E. muscicola var. tridentula, Meridion circulare, Pinnularia perirrorata, P. silvatica, Planothidium frequentissimum en P. lanceolatum behoren tot de meest talrijk optredende taxa. Taxa die een onverstoorde toestand aanduiden, zgn. itieve indicatoren, zijn opgesomd door Hendrickx & Denys (2005); voorlopig zijn er onvoldoende gegevens om hun minimale vertegenwoordiging voor de referentietoestand in te schatten. Volledigheidshalve mogen Adlafia suchlandtii, Eunotia botuliformis, E. muscicola var. tridentula en Psammothidium acidoclinatum (= P. marginulatum p.p.) aan de lijst van itieve indicatoren toegevoegd worden. Alle soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een mineraalzuur, alkalisch, eutroof of organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en bij dergelijke omstandigheden niet of in zeer geringe mate aanwezig. Gezien de stroming en het substraat blijft het aandeel van biraphide soorten die geassocieerd zijn met een silteuze bodem (ondermeer grotere Nitzschia spp., Surirella spp.) zeer beperkt. Overwegend planktonisch levende diatomeeën zijn afwezig. 4 De beschrijving van de referentiesoortensamenstelling heeft verder speciek betrekking op de aangroeigemeenschap. 20

23 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Min of meer kalkrijke bronbeken (BB k ) Meestal zijn deze bronbeken smal en ondiep en hebben ze een vrij groot verval (meer dan 0,9 %), waardoor de stroomsnelheid hoog is (Wils et al. 1998). Daarnaast kennen ze een lage dynamiek; de fysisch-chemische samenstelling en temperatuur van het water blijft het gehele jaar door een vrij constante waarde aanhouden. Het calciumgehalte en de alkaliniteit van deze beken is over het algemeen vrij hoog (Schneiders et al. 1995). De bodemtextuur varieert; sommige trajecten zijn stenig. In een natuurlijke situatie zijn deze bronbeken sterk geassocieerd met het omliggende bosgebied. Zo kunnen afgevallen takken en omgevallen bomen obstructies vormen, die bijdragen tot de structuurvariatie van de beek. Holle oevers kunnen ontstaan door uitschuring aan de voet van bomen. Daarnaast zorgt bladval voor toevoer van organisch materiaal. De autochtone productiviteit is laag Macrofyten De flora van min of meer kalkrijke bronbeken is aangepast aan een (periodiek) relatief hoge stroomsnelheid en een geringe lichtintensiteit. Gebrek aan licht en stroming kunnen in bossen voor watervegetaties beperkende factoren zijn. In het water zijn de soortenrijkdom en bedekking meestal gering. Langs de randen kunnen mosvegetaties en een rijke voorjaarsflora voorkomen met talrijke vochtminnende soorten en bron- of kwelindicatoren, die vaak ook tijdelijke inundatie goed verdragen. In snelstromende delen kunnen zich ook vegetaties van vlottende waterranonkel (Ranunculus fluitans) ontwikkelen. Kenmerkend voor dit waterlooptype zijn associaties van waterviolier en sterrenkroos, klimopwaterranonkel of witte waterkers, met op de oevers vaak een bronbeekgemeenschap. Welke bronbeekassociatie (bronkruid-associatie; associatie van paarbladig goudveil; kegelmos-associatie) zich ontwikkelt is afhankelijk van een aantal waterkwaliteitsaspecten en de bodemsoort. Verder kunnen ook de associatie van groot moerasscherm, de associatie van vlottende bies, de blaaszeggeassociatie en vegetaties met duizendknoopfonteinkruid voorkomen. De associatie van groot moerasscherm en die van stomp vlotgras zijn beide specifiek voor hard, kalkrijk water. Beide kunnen in snelstromende bovenlopen voorkomen. In komvormige depressies met rustiger water groeien vegetaties met kranswieren, waterviolier, sterrenkrozen en fonteinkruiden. Vanwege de schaarse begroeiing onder natuurlijke omstandigheden is de vegetatieontwikkeling niet als index opgenomen bij het eindoordeel. De meest kenmerkende en aspectbepalende soorten voor deze bronbeken worden opgesomd in onderstaande tabel (Tabel 4). Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar bijlage 4 van Leyssen et al. (2005). Tabel 4: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor de min of meer kalkrijke bronbeken (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Apium nodiflorum groot moerasscherm F Berula erecta kleine watereppe F Callitriche sp. waaronder Callitriche stagnalis sterrenkroossoorten waaronder gevleugeld sterrenkroos F Cardamine amara bittere veldkers F Carex pendula hangende zegge F Carex remota ijle zegge Carex strigosa slanke zegge Chara contraria brokkelig kransblad F Chara contraria var. hispidula - Chara vulgaris gewoon kransblad F Chrysosplenium alternifolium verspreidbladig goudveil F Chrysosplenium opitifolium paarbladig goudveil F Cratoneuron spp. diknerfmos Equisetum sylvaticum bospaardenstaart F Equisetum telmateia reuzenpaardenstaart F Fontinalis antipyretica bronmos Glyceria notata stomp vlotgras Groenlandia densa paarbladig fonteinkruid Hottonia palustris waterviolier F 21

24 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Mentha aquatica watermunt F Montia fontana groot bronkruid Nasturtium microphyllum slanke waterkers Nasturtium officinale witte waterkers F Philonotis fontana veenstaartje Potamogeton alpinus rossig fonteinkruid K Potamogeton coloratus weegbreefonteinkruid K Ranunculus aquatilis fijne waterranonkel Ranunculus fluitans vlottende waterranonkel Ranunculus hederaceus klimopwaterranonkel K Scirpus sylvaticus bosbies K Soorten die in dit bronbeektype op verstoring duiden worden door Leyssen et al. (2005) opgesomd. Tengevolge van de beschaduwing wordt slechts een klein aantal groeivormen verwacht in bronbeken: chariden, watermossen, kleine oever- of moerasplanten en batrachiiden/pepliden. Onder referentiecondities zijn deze 4 groeivormen alle aanwezig Fytobenthos Kalkrijke bronbeken voeren water dat relatief rijk is aan bicarbonaat en calcium (> 50 mg l -1 ) en een circumneutrale tot alkalische ph heeft. Het debiet is vaak onregelmatig en de stroomsnelheid is (tijdelijk) vrij hoog. Van nature betreft het saproxene, weinig produktieve milieus, wat ook duidelijk tot uiting komt in de karakteristieke diatomeeëngemeenschappen. Dat ook taxa aangetroffen worden die eerder aan minder alkalische milieus gebonden zijn is mede te verklaren door de afwijkende milieuomstandigheden in begeleidende mostapijten en andere mesohabitats. De referentiespecifieke indicatoren, zijn door Hendrickx & Denys (2005) niet onderscheiden van deze voor het kleine beektype. Getracht is dit onderscheid in Tabel 40 (bijlage 1) te maken. Monoraphide (ondermeer Achnanthidium jackii, A. minutissimum, Planothidium dubium, P. frequentissimum, P. lanceolatum) en biraphide diatomeeën (Amphora pediculus, Caloneis spp., Diadesmis spp., Diploneis spp., Gomphonema spp., Nitzschia linearis, Stauroneis thermicola) komen in grote aantallen voor. Ondermeer Achnanthidium caledonicum, Eucocconeis spp., Brachysira neoexilis, B. vitrea, Caloneis tenuis, diverse Cymbella spp., Cymbopleura amphicephala, Diadesmis perpusilla, Denticula spp., Diatoma mesodon, Encyonopsis cesatii, E. falaisensis, E. microcephala, Epithemia goeppertiana, Eunotia arcubus, Fragilaria capucina var. austriaca, Gomphonema angustum, G. olivaceum var. calcareum en var. minutissumum, G. lateripunctatum, Hannaea arcus, Mastogloia lacustris, Navicula wildii, Psammothidium grischuna, Rhopalodia rupestris en Sellaphora stroemii behoren tot de meer courante itieve indicatoren. De enigszins rheofiele Meriodion circulare treedt wel op, maar is wellicht niet kenmerkend voor de referentietoestand. Doordat het watertype in Vlaanderen tot nu toe weinig onderzocht is, is het waarschijnlijk dat de lijst (waarin enkel reeds in Vlaamse waterlopen waargenomen taxa in beschouwing genomen worden) in de toekomst nog aanzienlijk uitgebreid zal worden. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een eutroof, meer of minder brak of organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en niet of in zeer geringe mate aanwezig. Overwegend planktonisch levende diatomeeën zijn afwezig Kleine beek Onder het type 'kleine beek' worden de kleine waterlopen gerekend die voorkomen in de ecoregio Zand-Zandleemstreek (Tabel 1). Ze hebben een stroomgebiedoppervlakte kleiner dan 50 km 2. Het zijn beken met een lage tot matige productiviteit, waardoor ze een rijke en gevarieerde fauna en flora kunnen herbergen (Wils et al. 1998). De hydromorfologsiche variatie is aanzienlijk; er worden zowel waterlopen toe gerekend met een vrij hoge stroomsnelheid, als beken die eerder traagstromend zijn. Daarnaast is de stroming afhankelijk van tijdstip, plaats en mesohabitat. Het substraat is gevarieerd, meestal zandig tot lemig. Er is tevens een grote verscheidenheid in de samenstelling van het water: sommige beken zijn vrij voedselrijk, terwijl andere beken een overgang vormen naar de mineralenarmere beken uit de Kempense zandstreek. De natuurlijke toestand is echter slecht gedocumenteerd. Over het algemeen kan men stellen dat de belangrijkste verschillen met de beken uit de Kempense zandstreek het grotere verval (en daardoor de hogere stroomsnelheid) en het hogere calciumgehalte zijn (Wils et al. 1998). 22

25 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Macrofyten Op plaatsen met voldoende licht kan zich een vegetatie ontwikkelen die typisch is voor helder, vrij hard en matig voedselrijk stromend water. De vegetatie in dit watertype bestaat uit associaties van stromend water. De planten vormen vaak lange, met de stroming van het water meebewegende slierten, maar in luwten met een lagere stroomsnelheid vormen ze ook dichte drijvende dekens. Een aantal soorten in deze gemeenschap, zoals teer vederkruid, komt alleen voor bij minder sterk gebufferde omstandigheden. Langs de oever komen pioniersvegetaties voor op deels droogvallende delen (associatie van stomp vlotgras). Deze vegetaties zijn afhankelijk van meandering. In langzaam stromende delen komt de associatie van egelskop en pijlkruid voor. Associaties die in dit waterlooptype kunnen voorkomen zijn deze van doorgroeid fonteinkruid, waterviolier en sterrenkroos, teer vederkruid, vlottende waterranonkel, blauwe waterereprijs en waterpeper, alsook egelskop en pijlkruid. Bij meer kalkhoudende bodems worden meestal waterranonkels en fonteinkruiden aangetroffen die thuishoren in de associaties van vlottende waterranonkel, van waterviolier en sterrenkroos of van doorgroeid fonteinkruid. Onder relatief kalkrijke omstandigheden kan ook de associatie van groot moerasscherm aangetroffen worden. De meeste soorten zijn weinig karakteristiek. Enkele kenmerkende of aspectbepalende soorten voor kleine beken worden opgesomd in Tabel 5. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 5: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype kleine beek (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Tot Ranunculus subgen. Batrachium p.p. worden hier volgende soorten gerekend: Ranunculus aquatilis, Ranunculus peltatus, Ranunculus trichophyllus en Ranunculus penicillatus. Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Apium nodiflorum groot moerasscherm F Berula erecta kleine watereppe F Callitriche sp. sterrenkroossoorten F Cardamine amara bittere veldkers Fontinalis antipyretica bronmos Groenlandia densa paarbladig fonteinkruid Hottonia palustris waterviolier F Myriophyllum spicatum aarvederkruid Nasturtium microphyllum slanke waterkers Nasturtium officinale witte waterkers Nitella flexilis buigzaam glanswier Potamogeton acutifolius spits fonteinkruid K Potamogeton alpinus rossig fonteinkruid K Potamogeton berchtoldii klein fonteinkruid Potamogeton crispus gekroesd fonteinkruid F Potamogeton natans drijvend fonteinkruid F Potamogeton obtusifolius stomp fonteinkruid Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Ranunculus subgen. Batrachium p.p. waterranonkelsoorten F Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Sparganium emersum kleine egelskop Veronica beccabunga beekpunge Zannichellia palustris subsp. palustris zittende zannichellia Soorten die in het type kleine beek op verstoring duiden, worden vermeld door Leyssen et al. (2005, bijlage 4). Groeivormen zoals chariden, nymphaeiden, vallisneriden, watermossen, kleine en grote oever- of moerasplanten kunnen voorkomen in het waterlooptype kleine beek. Ook parvopotamiden/ myriophylliden/elodeiden en batrachiiden/pepliden kunnen er aanwezig zijn. Onder referentieomstandigheden worden minstens 7 van deze groeivormen verwacht. 23

26 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Onder referentieomstandigheden is, gemiddeld gezien over heel het meettraject, submerse vegetatie frequent tot abundant, maar vult deze niet de gehele waterkolom op Fytobenthos Het kleine beektype omvat een vrij grote verscheidenheid aan waterlopen met een circumneutraal tot alkalisch karakter. Door verdunning met regenwater kunnen de concentraties van conservatieve ionen lager zijn dan in de bronzone, maar door natuurlijke aanrijking met nutriënten is het karakter voedselrijker; ook de lagere stroomsnelheid draagt hieraan bij. In Vlaanderen is één paleolimnologische studie uitgevoerd die enige informatie m.b.t. het kleine beektype kan verschaffen. Bij diatomeeënonderzoek van een middeleeuwse grachtopvulling te Gent (Denys 1990) is een gemeenschap beschreven uit in stromend water afgezette sedimenten met Fragilaria capucina var. vaucheriae, Gomphonema angustatum en Planothidium lanceolatum als voornaamste en Achnanthidium minutissimum s.l., Cocconeis placentula, Meridion circulare, Nitzschia frustulum en Pinnularia viridiformis als begeleidende soorten (ingespoeld tevens Hantzschia amphioxys, Luticola mutica en Pinnularia borealis). In dit geval moet echter toch al met enige mate van antropogene belasting rekening gehouden worden. Dit probleem stelt zich eveneens voor gemeenschappen die op waterplanten uit de latere 19 e en vroege 20 e eeuw aangetroffen worden. Uit de door Triest et al. (2003) opgestelde lijst van watertypekenmerkende taxa is door Hendrickx & Denys (2005) enkel Nitzschia perminuta als referentie-indicatief weerhouden. In de Baltische staten Estland en Litauen zijn enkele diatomeeënstudies verricht van kleine laaglandbeken in een weinig door landbouw beïnvloede omgeving. Vilbaste & Truu (2003) beschrijven epipsammongemeenschappen met vooral Martyana martyi, Planothidium delicatulum, Staurosira venter, Staurosirella leptostauron en S. pinnata. Robinson et al. (1995) vermelden, als in aangroei levende taxa, Achnanthidium minutissimum en Denticula elegans als dominanten, begeleid door Amphora pediculus, Eucocconeis flexella, Planothidium hauckianum, P. lanceolatum, Cocconeis pediculus, C. placentula var. euglypta en var. lineata, Cymbella minuta, Fragilaria capucina var. vaucheriae, F. capucina var. rumpens, Gomphonema parvulum, Melosira varians, Meridion circulare, Nitzschia dissipata, N. paleacea, N. fonticola en Rhoicosphenia abbreviata, bij lagere ortho-p-waarden; bij hoge ortho-p-gehalten worden Amphora pediculus, Meridion circulare en Nitzschia dissipata dominant. Hieruit blijkt dat, zelfs bij referentieomstandigheden, verwacht mag worden dat de hoofdmoot van de aangroeigemeenschap kan bestaan uit eerder banale, alkalifiele soorten met een sessiele groeiwijze. Vooral bij jonge biofilms zijn pioniers als Achnanthidium minutissimum en Cocconeis placentula erg talrijk. In vegetatierijke en stromingsarmere mesohabitats zijn de omstandigheden gunstig voor de groei van Staurosira en Staurosirella spp., soorten waarvan de kettingvormige kolonies niet echt aan een substraat vastgehecht zijn (het zgn. plocon ). Strikt oligotrafente soorten zullen in dit geval geen belangrijk bestanddeel van het epifyton vormen, hoewel een geringe stikstofbeschikbaarheid voor genera als Epithemia en Rhopalodia weinig problemen stelt. Daarnaast zal echter in de meer stroomopwaartse delen de gelijkenis met het bronbeekkarakter groter zijn. Het aandeel itieve indicatoren bedraagt wellicht minstens 75 % voor de referentie, maar vanaf 50 % is een zeer goede toestand aan te nemen (zie Hendrickx & Denys 2005). Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een organisch belast, dan wel een meer of minder brak milieu zijn negatieve indicatoren en hooguit in geringe mate aanwezig. Gezien de stroming blijft het aandeel van overwegend planktonisch levende diatomeeën zeer beperkt Kleine Kempense beek Onder het type 'kleine Kempense beek' worden de kleine waterlopen gerekend die voorkomen in de Antwerpse en Limburgse Kempen. Ze hebben een stroomgebiedoppervlak dat kleiner is dan 50 km 2. Het zijn beken met een lage tot vrij lage productiviteit en zacht, benedenstrooms hooguit matig hard water. Deze beken worden voornamelijk gevoed door regenwater en diffuse kwel. Dit heeft o.a. tot gevolg dat er zeer grote schommelingen in het debiet kunnen optreden. De beken van dit type worden door hun kleiner verval ook onderscheiden van de kleine beken elders in Vlaanderen (Wils et al. 1998). De bodem is meestal zandig. 24

27 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Macrofyten Door een grote diversiteit aan habitats is de vegetatie gevarieerd. De vegetatie bestaat uit grote oppervlakken met stromingsminnende soorten, op zandbanken groeien pioniersoorten en in de gedeelten met minder stroming vooral emergente planten. Soorten die karakteristiek zijn voor situaties met kwel geven aan in hoeverre de midden- of benedenloop gevoed worden door grondwater. Associaties van waterviolier en sterrenkroos, teer vederkruid, vlottende waterranonkel of, benedenstrooms, doorgroeid fonteinkruid, blauwe waterereprijs en waterpeper of egelskop en pijlkruid zijn kenmerkend voor dit type waterloop. De meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor kleine Kempense beken worden getoond in Tabel 6. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 6: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype kleine Kempense beek (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Tot Ranunculus subgen. Batrachium p.p. worden hier volgende soorten gerekend: Ranunculus aquatilis, Ranunculus peltatus, Ranunculus trichophyllus en Ranunculus penicillatus. Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Calla palustris slangewortel Callitriche hamulata haaksterrenkroos F Callitriche sp. sterrenkroossoorten F Cardamine amara bittere veldkers Carex paniculata pluimzegge Comarum palustre wateraardbei Hottonia palustris waterviolier Hypericum elodes moerashertshooi Juncus bulbosus knolrus Juncus filiformis draadrus Luronium natans drijvende waterweegbree K Menyanthes trifoliata waterdrieblad Myriophyllum alterniflorum teer vederkruid K Nitella flexilis buigzaam glanswier Phragmites australis riet Potamogeton acutifolius spits fonteinkruid K Potamogeton alpinus rossig fonteinkruid K Potamogeton berchtoldii klein fonteinkruid Potamogeton gramineus ongelijkbladig fonteinkruid K Potamogeton natans drijvend fonteinkruid F Potamogeton obtusifolius stomp fonteinkruid Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Potamogeton polygonifolius duizendknoopfonteinkruid K Potamogeton praelongus langstengelig fonteinkruid K Ranunculus hederaceus klimopwaterranonkel K Ranunculus ololeucos witte waterranonkel K Ranunculus subgen. Batrachium p.p. waterranonkelsoorten F Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Sparganium emersum kleine egelskop Sparganium natans kleinste egelskop Utricularia australis loos blaasjeskruid Utricularia vulgaris groot blaasjeskruid Veronica beccabunga beekpunge Veronica scutellata schildereprijs Soorten die in het type kleine Kempense beek op verstoring duiden, worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). 25

28 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Groeivormen zoals chariden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriden, watermossen, kleine en grote oever- of moerasplanten kunnen voorkomen in het waterlooptype kleine Kempense beek. Ook hydrochariden/stratiotiden; parvopotamiden/myriophylliden/elodeiden en batrachiiden/pepliden kunnen aanwezig zijn in een traject. Voor de beschrijving van deze groeivormgroepen wordt verwezen naar Schneiders et al en Leyssen et al Onder referentieomstandigheden worden minstens 7 van deze groeivorm(groep)en verwacht. Onder referentieomstandigheden is, gemiddeld gezien over heel het meettraject, submerse vegetatie frequent tot abundant, maar vult deze niet de gehele waterkolom op Fytobenthos In dit beektype met een overwegend voedselarm aspect treedt al enige buffering op, maar de natuurlijke ph evolueert nog hoofdzakelijk in het matig zure gebied (eutrofiëring leidt echter tot hogere ph-waarden). Bijgevolg kunnen nog een aantal van de meer zure elementen uit de bronzone voorkomen. Uit Groot Brittanië vermeld Round (1996) Achnanthidium minutissimum s.l., Psammothidium altaicum, P. abundans, P. bristolicum, P. marginulatum, P. rossii, P. subatomoides, P. bioretii, P. ventralis en Fragilaria gracilis als typische zandbewoners uit zure laaglandbeekjes. In Vlaanderen is Psammothidium oblongellum gewoonlijk het meest karakteristiek. De kenmerkende itieve indicatoren zijn grotendeels dezelfde als bij de zure bronbeken, maar stroomafwaarts kunnen ook al taxa uit meer gebufferd water tot de referentie behoren (zie Hendrickx & Denys 2005). Volgens een voorlopige inschatting bedraagt het aandeel itieve indicatoren bedraagt minstens 75 % bij referentieomstandigheden, maar kan vanaf 50 % een zeer goede toestand worden aangenomen. Het aandeel van de eurytope soort Achnanthidium minutissimum kan zeer aanzienlijk zijn, maar is hier geen indicatie voor een ongestoorde toestand. Dit geldt evenzeer voor soorten als Staurosira venter en Staurosirella brevistriata. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een eutroof, met zouten of organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en dan niet of in zeer geringe mate aanwezig. Gezien de stroming en het substraat blijft het aandeel van biraphide soorten die geassocieerd zijn met een silteuze bodem (ondermeer grotere Nitzschia spp., Surirella spp.) en van overwegend planktonisch levende diatomeeën zeer beperkt Grote beek Deze beken vormen in de Zand-Zandleemstreek de overgang tussen het type 'kleine beek' en de kleine rivieren. Ze hebben een stroomgebiedoppervlak tussen 50 en 300 km 2. Deze beken hebben eveneens een hoger calciumgehalte, waardoor ze onderscheiden worden van de grotere beken uit de Kempen (Schneiders et al. 1995). Ook dit type wordt gekenmerkt door een hoge verscheidenheid. Het omvat bv. beken met een zeer hoge stroomsnelheid tot eerder traagstromende beken. Ook fysischchemisch is de variatie aanzienlijk en worden er beken met een zeer hoog calciumgehalte aangetroffen naast beken die een overgang vormen met de beken uit de Kempen Macrofyten In de beken met een vrij hoge stroomsnelheid komen verschillende fonteinkruidsoorten en sterrenkroossoorten voor. In snelstromende gedeelten kan ook de vlottende waterranonkel (Ranunculus fluitans) worden waargenomen. In trager stromende delen, of in luwten en tussen planten aan de oeverzijde kunnen ook lemniden en riccielliden worden aangetroffen. In deze waterlooptypen komen veel soorten voor die ook aanwezig zijn in het waterlooptype kleine beek. De oevervegetatie bestaat voornamelijk uit riet, grote zegges en vertegenwoordigers uit het moerasspirea-verbond. De meest kenmerkende soorten voor de grote beken worden opgesomd in Tabel 7. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). 26

29 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Tabel 7: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote beek (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Onder Ranunculus subgen. Batrachium p.p. worden volgende soorten beschouwd: Ranunculus aquatilis, Ranunculus peltatus, Ranunculus trichophyllus en Ranunculus penicillatus. Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Callitriche sp. sterrenkroossoorten F Myriophyllum spicatum aarvederkruid F Phragmites australis riet Potamogeton acutifolius spits fonteinkruid K Potamogeton berchtoldii klein fonteinkruid Potamogeton crispus gekroesd fonteinkruid F Potamogeton lucens glanzig fonteinkruid F Potamogeton natans drijvend fonteinkruid F Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Potamogeton trichoides haarfonteinkruid Ranunculus subgen. Batrachium p.p. waterranonkelsoorten F Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Sparganium emersum kleine egelskop Zannichellia palustris subsp. palustris zittende zannichellia Soorten die in dit type op verstoring duiden worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). Groeivormen zoals lemniden, riccielliden, ceratophylliden, chariden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriden, kleine en grote oever- of moerasplanten kunnen voorkomen in het waterlooptype grote beek. Ook parvopotamiden/myriophylliden/elodeiden en batrachiiden/pepliden kunnen aanwezig zijn in grote beken. Onder referentieomstandigheden worden minstens 6 van deze groeivormen verwacht. Onder referentieomstandigheden is, gemiddeld gezien over heel het meettraject, submerse vegetatie frequent tot abundant, maar vult deze niet de gehele waterkolom op Fytobenthos De natuurlijke aangroeigemeenschap verschilt niet merkelijk van deze in het benedenstroomse deel van het kleine beektype. Nabij Merkem zijn beeksedimenten in de vallei van de Ieperlee, die rond de 9 e eeuw AD gesitueerd worden, onderzocht door Denys (1993). Hierin zijn Cocconeis placentula, Fragilaria capucina var. vaucheriae, Gomphonema angustatum en Epithemia adnata de voornaamste soorten; Achnanthidium minutissimum s.l. is slechts in geringe mate vertegenwoordigd. Daarnaast is een scala aan taxa uit het matig voedselrijke bereik te verwachten, waaronder Amphora pediculus, Diatoma vulgaris, Fragilaria spp., Melosira varians, Meridion circulare, Staurosira en Staurosirella spp., Planothidium spp. en diverse Navicula spp. Tabel 40 (bijlage 1) geeft een opsomming van mogelijke itieve indicatoren. De gegevens laten echter vooralsnog niet toe om een drempelwaarde voor hun minimale vertegenwoordiging bij referentieomstandigheden voor te stellen. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen bij organische belasting of in een meer of minder brak milieu zijn negatieve indicatoren en hooguit in geringe mate aanwezig. Het aandeel van overwegend planktonisch levende diatomeeën blijft beperkt Grote Kempense beek Onder dit type worden de grotere waterlopen in de Antwerpse en Limburgse Kempen gerekend, waarvan het stroomgebiedoppervlak tussen 50 en 300 km 2 ligt. Net zoals de kleine Kempense beken, hebben ook de grotere beken een vrij mineralenarm karakter, vooral gekenmerkt door een laag calciumgehalte. Daardoor zijn deze waterlopen weinig tot matig productief. Ook door hun kleiner verval worden ze onderscheiden van de grote beken uit de Zand-Zandleemstreek. 27

30 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Macrofyten In het waterlooptype zijn de waterplantenvegetaties goed ontwikkeld. Ze worden vaak gedomineerd door fonteinkruidvegetaties, waarin velden met drijfbladplanten en emergenten voorkomen. Ook vegetaties van kleine egelskop en pijlkruid komen er veelvuldig voor. Het soortenspectrum overlapt grotendeels met dit voor de kleine Kempense beek. De meest kenmerkende soorten voor de grote Kempense beken worden opgesomd in Tabel 8. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 8: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote Kempense beek (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Onder Ranunculus subgen. Batrachium p.p. worden volgende soorten beschouwd: Ranunculus aquatilis, R. peltatus, R. trichophyllus en R. penicillatus. Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Callitriche sp. sterrenkroossoorten F Juncus acutiflorus veldrus Juncus conglomeratus biezenknoppen Juncus filiformis draadrus Phragmites australis riet Potamogeton acutifolius spits fonteinkruid K Potamogeton berchtoldii klein fonteinkruid Potamogeton natans drijvend fonteinkruid F Potamogeton obtusifolius stomp fonteinkruid Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Potamogeton praelongus langstengelig fonteinkruid K Ranunculus subgen. Batrachium p.p. waterranonkelsoorten F Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Sparganium emersum kleine egelskop F Sparganium natans kleinste egelskop K Utricularia australis loos blaasjeskruid Utricularia vulgaris groot blaasjeskruid Soorten die in het type grote Kempense beek op verstoring duiden worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). Groeivormen zoals lemniden, riccielliden, ceratophylliden, chariden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriden, kleine en grote oever- of moerasplanten kunnen voorkomen in het waterlooptype grote Kempense beek. Ook hydrochariden/stratiotiden; parvopotamiden/myriophylliden/elodeiden en batrachiiden/pepliden kunnen aanwezig zijn. Onder referentieomstandigheden worden minstens 9 van deze groeivormen verwacht. Onder referentieomstandigheden is, gemiddeld gezien over heel het meettraject, submerse vegetatie frequent tot abundant, maar vult deze niet de gehele waterkolom op Fytobenthos In dit beektype is sprake van veeleer zwak-zure tot circumneutrale, matig voedselarme tot enigszins voedselrijke omstandigheden. Het substraat is overwegend zandig met een iets hoger slibgehalte dan bij de kleinere beektypen. Er is veel vegetatie aanwezig. Naast Achnanthidium spp., kunnen Encyonopsis spp., Fragilaria spp. (F. capucina, F. gracilis), Gomphonema spp., Staurosira en Staurosirella spp. erg abundant optreden. Het referentiespecifieke soortenspectrum is, door de ruimere fysisch-chemische en trofische marge, groter dan voor kleine Kempische beken. Het aandeel itieve indicatoren bedraagt, volgens een eerste inschatting, minstens 75 % bij ongestoorde toestand (zie Hendrickx & Denys 2005). Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een eutroof, met zouten of organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en dan hooguit in geringe mate aanwezig. Het aandeel van biraphide soorten die geassocieerd zijn met een silteuze bodem (ondermeer grotere Nitzschia spp., Surirella spp.) en van overwegend planktonisch levende diatomeeën blijft beperkt. 28

31 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Kleine rivier Onder het type 'kleine rivier' worden enkele van de grotere waterlopen gerekend; het stroomgebiedoppervlak ligt tussen de 300 en 600 km 2. De waterlopen van dit type onderscheiden zich morfometrisch van het type 'grote rivier' vooral door de geringere oeverbreedte, maar ook doordat het verval meestal iets groter is Macrofyten De vegetatie bevindt zich voornamelijk in de ondiepe en matig diepe delen van de waterloop; dit betekent in de praktijk dat de vegetaties zich voornamelijk aan de twee oeverzijden bevinden. Op beschutte plaatsen kunnen waterplanten van het open water worden aangetroffen, zoals doorgroeid fonteinkruid (Potamogeton perfoliatus), haarfonteinkruid (Potamogeton trichoides) en schedefonteinkruid (Potamogeton pectinatus). In de meest beschutte trajecten komen fonteinkruiden van langzaam stromend water tot ontwikkeling naast soorten als witte waterlelie (Nymphaea alba), gele plomp (Nuphar lutea) en watergentiaan (Nymphoides peltata). Er komen onder meer soorten uit het waterlelieverbond en soorten uit de associatie van egelskop en pijlkruid voor. Enkele kenmerkende en aspectbepalende soorten voor de kleine rivieren worden opgesomd in Tabel 9. Voor een meer uitgebreide lijst van typespecifieke soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005, bijlage 4). Tabel 9: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten soorten voor het waterlooptype kleine rivieren (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Fontinalis antipyretica bronmos Myriophyllum spicatum aarvederkruid F Najas marina groot nimfkruid Nuphar lutea gele plomp F Oenanthe aquatica watertorkruid Phragmites australis riet F Potamogeton crispus gekroesd fonteinkruid F Potamogeton lucens glanzig fonteinkruid F Potamogeton natans drijvend fonteinkruid F Potamogeton nodosus rivierfonteinkruid K Potamogeton pectinatus schedefonteinkruid Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Potamogeton trichoides haarfonteinkruid Ranunculus circinatus stijve waterranonkel Ranunculus lingua grote boterbloem Ranunculus subgen. Batrachium p.p. waterranonkelsoorten F Ranunculus trichophyllus kleine waterranonkel Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Senecio aquaticus waterkruiskruid Veronica anagallis-aquatica waterereprijs Soorten die in dit type op verstoring duiden worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). In het waterlooptype kleine rivier worden onder referentieomstandigheden diverse groeivormen verwacht. In de stromingsluwe zones kunnen lemniden worden aangetroffen. Verder kunnen riccielliden, ceratophylliden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriiden, kleine en grote oever- of moerasplanten worden aangetroffen. Ook wortelende submerse planten (de groep van parvopotamiden, myriophylliden en elodeiden) kunnen aanwezig zijn. Onder referentiecondities zijn 7 van deze groeivormen aanwezig. De vegetatieontwikkeling wordt in dit type niet in rekening gebracht. 29

32 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Fytobenthos Gezien de sterke en ver in de tijd terugschrijdende antropogene beïnvloeding van grotere waterlopen dient de referentietoestand hier vooral op basis van de minst gestoorde systemen en door inschatting van de vervuilingsgevoeligheid van de taxa beschreven te worden. Er is enige paleolimnologische informatie uit omringende landen, maar deze heeft grotendeels betrekking op min of meer afgesneden zijarmen van rivieren die door een geologisch verschillend landschap evolueren. Beperkt men zich tot de epifyten, dan kunnen op basis van dergelijk onderzoek, bijvoorbeeld, Diatoma vulgaris, Cocconeis disculus, Ellerbeckia arenaria, Fragilaria s.l. spp. en Cocconeis placentula voor de Franse Oise wellicht tot de natuurlijke flora gerekend worden (Seriessol & Krier 1995). Bovendien is bij een aantal van deze potentiële referenties een zekere mate van eutrofiering niet onwaarschijnlijk. Door de lagere stroomsnelheid en het meer regelmatige regime van grotere waterlopen wordt een lager aandeel van kleincellige vroege kolonisatoren met een adnate groeiwijze verwacht (bv. Achnanthidium spp.) dan in beken en zal op vaste substraten zich veeleer een driedimensionaal sterker gestructureerde biofilm kunnen ontwikkelen, waarbij gesteelde en grotere diatomeeën met naaldvormige cellen, alsook kolonievormende soorten op de voorgrond treden. Dit specifieke microhabitat biedt ook meer gelegenheid voor de vestiging van beweeglijke epipelische soorten (Navicula, Nitzschia, Surirella, etc.), terwijl fytoplankton uit het langsstromende water gefilterd wordt. Anderzijds zal het diatomeeënperifyton voornamelijk bestaan uit taxa die zich het best ontwikkelen in alkalisch, matig voedselrijk water met een goede zuurstofhuishouding. Naast de reeds vermelde taxa zijn ook door stroming bevorderde soorten als Meridion circulare en diverse epifyten waaronder Amphora spp, Cymbella spp., Epithemia spp., Gomphonema spp., Melosira varians, Navicula lanceolata, Planothidium spp., Rhopalodia gibba en Ulnaria ulna als dominanten te verwachten. Tabel 40 (bijlage 1) geeft een oplijsting van mogelijke itieve indicatoren. De gegevens laten echter vooralsnog niet toe een drempelwaarde voor hun minimale vertegenwoordiging bij referentieomstandigheden voor te stellen. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een organisch belast, dan wel meer of minder brak, milieu zijn negatieve indicatoren en hooguit in geringe mate aanwezig. De vertegenwoordiging van overwegend planktonisch levende diatomeeën blijft beperkt Grote rivier Tot het type 'grote rivier' worden slechts enkele waterlopen gerekend die een stroomgebiedoppervlak hebben tussen 600 en km 2. Het zijn benedenlopen, die een klein verval kennen, waar sedimentatie overweegt boven erosie en grote meanders en alluviale vlakten gevormd worden. Deze rivieren worden als apart type onderscheiden omwille van hun grote afmetingen en doordat ze, in tegenstelling tot de meeste andere rivieren van deze grootte, niet onder de invloed van de getijden staan Macrofyten Bij een wat lagere dynamiek (stroomafwaartse riviertrajecten, tijdelijk geïsoleerde wateren en eenzijdig aangetakte rivierarmen) kan zich een sterke waterplantenontwikkeling voordoen, vaak gedomineerd door drijfbladplanten, met daarnaast fonteinkruidvegetaties en emergenten. In de stromende wateren van het zomerbed komen waterplanten voor in de luwte van obstakels in de rivier (eilanden, zandbanken, dode bomen). In snelstromende delen is de watervegetatie efemeer en spaarzaam aanwezig. Het aantal soorten is beperkt en omvat soorten die bestand zijn tegen veel waterstandsschommelingen en stroming. De vegetatie van de oever bestaat uit pioniervegetaties en moerasruigtes. Enkele kenmerkende soorten voor de grote rivieren worden opgesomd in Tabel 10. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). 30

33 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Tabel 10: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype grote rivier (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Bolboschoenus maritimus 5 heen Ceratophyllum demersum gedoornd hoornblad Cyperus flavescens geel cypergras Cyperus fuscus bruin cypergras Najas marina groot nimfkruid Nuphar lutea gele plomp F Oenanthe aquatica watertorkruid Phragmites australis riet F Potamogeton crispus gekroesd fonteinkruid F Potamogeton lucens glanzig fonteinkruid F Potamogeton nodosus rivierfonteinkruid K Potamogeton pectinatus schedefonteinkruid Potamogeton perfoliatus doorgroeid fonteinkruid F Potamogeton trichoides haarfonteinkruid Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Schoenoplectus tabernaemontani 6 ruwe bies Schoenoplectus lacustris 7 mattenbies F Schoenoplectus triqueter 8 driekantige bies Senecio congestus moerasandijvie Senecio paludosus moeraskruiskruid Senecio sarracenicus rivierkruiskruid Veronica anagallis-aquatica waterereprijs Soorten die in het type grote rivieren op verstoring duiden, worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). In het waterlooptype grote rivier worden onder referentieomstandigheden diverse groeivormen verwacht. In de stromingsluwe zones kunnen lemniden worden aangetroffen. Verder kunnen riccielliden, ceratophylliden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriiden, kleine en grote oever- of moerasplanten worden aangetroffen. Ook wortelende submerse planten (parvopotamiden/ myriophylliden/elodeiden) kunnen aanwezig zijn. Onder referentiecondities zijn 7 van deze groeivormen aanwezig. De vegetatieontwikkeling wordt in dit type niet in rekening gebracht Fytobenthos Ook voor grote rivieren geldt dat er weinig concrete achtergrondinformatie beschikbaar is. Uit de omgeving van Berlijn geeft een paleolimnologisch onderzoek van de Spree (hoewel de hoogteligging hier meer dan 200 m bedraagt) enig idee (Schönfelder & Steinberg 2004). In een meanderopvulling zijn, voorafgaand aan de afsnijding omstreeks 1500 AD, hier vooral Achnanthidium exiguum, Planothidium delicatulum, Rhopalodia gibba, Cocconeis placentula var. lineata, Epithemia turgida, Meridion circulare, in mindere mate ook Epithemia adnata, Gomphonema micropus, Staurosira venter 5 Voorheen Scirpus maritimus genoemd. 6 Voorheen Scirpus tabernaemontani genoemd. 7 Voorheen Scirpus lacustris genoemd. 8 Voorheen Scirpus triqueter genoemd. 31

34 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos en Tabellaria flocculosa, belangrijke, op zandkorrels en vaste substraten levende, taxa. Deze gemeenschap heeft een eutrafent karakter (gemiddelde TP geschat rond 50 µg l -1, betrouwbaarheidsinterval µg l -1 ; TN op ca µg l -1, betrouwbaarheidsinterval µg l - 1 ). Meer algemeen is hier een soortenrijke, eutrafente, aangroeigemeenschap van alkalisch, vrij mineraalrijk water aan de orde. Geringe stroomsnelheden laten ook hier een sterkere ontwikkeling toe van soorten die niet beschikken over bijzondere vasthechtingsmogelijkheden. Als meest algemene taxa kunnen verder nog Achnanthidium spp. (excl. A. saprophilum), Amphora pediculus, Cocconeis spp., Cymbella spp., Diatoma vulgare, Gomphonema olivaceum, Melosira varians, Navicula cryptotenella, N. lanceolata, N. tripunctata, Nitzschia fonticola, Planothidium spp., Ulnaria ulna en, Rhoicosphenia abbreviata vermeld worden. Tabel 40 in bijlage 1 geeft een oplijsting van mogelijke itieve indicatoren. De gegevens laten echter vooralsnog niet toe een drempelwaarde voor hun minimale vertegenwoordiging bij referentieomstandigheden voor te stellen. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en dan slechts in geringe mate aanwezig. De vertegenwoordiging van overwegend planktonisch levende diatomeeën blijft beperkt Zeer grote rivier De enige vertegenwoordiger van het type zeer grote rivier in Vlaanderen is de Grensmaas. Dit is een grindrivier die gekenmerkt wordt door een geringe diepte, een groot verval, een brede bedding bestaande uit grind en de vorming van eilanden en zand- en grindbanken (Wils et al. 1998). Van nature treedt er een eerder geringe meandering op, hoewel het afsnijden en opnieuw opvullen van oude rivierarmen toch ook kan vastgesteld worden. Doordat de voeding van de Maas vooral gebeurt door regenwater, kunnen er zeer grote verschillen in debiet optreden. Het type zeer grote rivier wordt typologisch van de andere waterlooptypen onderscheiden door het stroomgebiedoppervlak dat meer dan km 2 bedraagt Macrofyten Vanwege de hoge stroomsnelheid, zijn macrofyten eerder zeldzaam in de stroomgeul zelf. In minder snelstromende delen kan wel hier en daar mattenbies (Schoenoplectus lacustris), gele plomp (Nuphar lutea), rivierfonteinkruid (Potamogeton nodosus) en vlottende waterranonkel (Ranunculus fluitans) aangetroffen worden. Bij langdurige laagwaterperioden verlaagt de stroomsnelheid sterk en kunnen zich ook soorten van traagstromend water vestigen, zoals schedefonteinkruid (Potamogeton pectinatus), gekroesd fonteinkruid (Potamogeton crispus), tenger fonteinkruid (Potamogeton pusillus), aarvederkruid (Myriophyllum spicatum) en gedoornd hoornblad (Ceratophyllum demersum), alsook kranswieren. Op de zand- en grindbanken kan een pioniersvegetatie tot ontwikkeling komen. Binnen een periode van enkele weken ontwikkelen zich op een drooggevallen grindbank vegetaties met veerdelig tandzaad (Bidens tripartita) en zwart tandzaad (Bidens frondosa), korrelganzenvoet (Chenopodium polyspernum), rode ganzenvoet (Chenopodium rubrum) en akkerkers (Rorippa sylvestris) (Van Looy & De Blust 1998). Op de dynamische oevers en platen kunnen zich onder gunstige omstandigheden ook rietgrasruigten ontwikkelen, terwijl zich onder minder dynamische omstandigheden moeras- en ooibosvegetaties vestigen. Typische associaties in de waterloop zijn o.m. de associatie van doorgroeid fonteinkruid, de associatie van witte waterlelie en gele plomp, de rompgemeenschap van gewoon sterrenkroos, de associatie van egelskop en pijlkruid. Op de oevers komen onder andere de associatie van blauwe waterereprijs en waterpeper, de rompgemeenschap van rietgras en de slijkgroen-associatie voor. Op de periodiek droogvallende oevers kan de watertorkruid-associatie aangetroffen worden. Op de typische grindbanken kunnen vele associaties voorkomen; enkele ervan zijn de waterpeper-knikkend tandzaad-associatie en de associatie van ganzevoet en beklierde duizendknoop. De meest kenmerkende en aspectbepalende soorten voor de zeer grote rivier worden opgesomd in Tabel 11. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 11: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype zeer grote rivier (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam 32

35 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Inula britannica engelse alant Myriophyllum spicatum aarvederkruid F Nuphar lutea gele plomp F Potamogeton crispus gekroesd fonteinkruid Potamogeton nodosus rivierfonteinkruid K Potamogeton pusillus tenger fonteinkruid Ranunculus aquatilis fijne waterranonkel Ranunculus circinatus stijve waterranonkel Ranunculus fluitans vlottende waterranonkel F Sagittaria sagittifolia pijlkruid F Salix purpurea bittere wilg Op de grindbankvegetatie kunnen volgende zeer typische soorten voorkomen (Tabel 12). Tabel 12: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten soorten van de grindbank in het type zeer grote rivier. Wetenschappelijke naam Nederlandse naam Atriplex patula uitstaande melde Chenopodium ficifolium Chenopodium rubra Corrigiola litoralis Erysimum cheiranthoides Hyoscyamus niger Kickxia spuria Medicago polymorpha Rorippa sylvestris Xanthium strumarium stippelganzenvoet rode ganzenvoet riempjes gewone steenraket bilzekruid eironde leeuwenbek ruige rupsklaver akkerkers late stekelnoot Soorten die in dit type op verstoring duiden, worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). In de stromingsluwe zones kunnen lemniden worden aangetroffen. Verder kunnen chariden, ceratophylliden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriiden, kleine en grote oever- of moerasplanten worden aangetroffen. Ook wortelende submerse planten (parvopotamiden/ myriophylliden/elodeiden) en in ondiep water wortelende, amfibische waterplanten (batrachiiden/ pepliden) kunnen aanwezig zijn. Onder referentiecondities zijn minstens 3 van deze groeivormen aanwezig. Vanwege het zeer dynamische aspect van de Grensmaas, wordt de vegetatieontwikkeling niet in rekening gebracht Fytobenthos Voor het type zeer grote rivier, i.c. de Grensmaas, een voedselrijk, alkalisch systeem, is de informatiebehoefte nog schrijnender. De Havel nabij Berlijn, waarvoor enige aanwijzingen gegeven worden in het werk van Schönfelder (1997) en Schönfelder & Steinberg (2004), stroomt op kalkrijk lemig zand en is geen grindrivier. Hier is voorafgaand aan de antropogene tijd een eutrafente aangroeiflora met vooral Amphora pediculus, Cavinula scutelloides, Karayevia clevei, Staurosira brevistriata en S. construens, naast een kleiner aandeel Achnanthidium minutissimum, Amphora copulata, Cocconeis neothumensis, Cocconeis disculus, C. pediculus, C. placentula var. lineata, Epithemia adnata, E. sorex, E. turgida, Fragilaria capucina var. vaucheriae, F. nitzschioides, Geissleria schoenfeldii, Gomphonema acuminatum, G. micropus, G. olivaceum, G. parvulum, Meridion circulare, Planothidium joursacense, P. lanceolatum en Rhopalodia gibba, gedocumenteerd (overeenkomstige TP wordt geschat rond 80 µg l -1, betrouwbaarheidsinterval µg l -1 ; TN op ca µg l -1, betrouwbaarheidsinterval µg l -1 ). Ondanks de verschillende context, kunnen de meeste van deze taxa ook op keien en zand in de Grensmaas van nature verwacht worden, bijzonder adnate taxa als Achnanthidium, Cocconeis, Karayevia, Planothidium en de meer rheofiele Meridion, maar ook Cymbella prostrata, Diatoma vulgare, Fragilaria capucina var. austriaca, F. capucina var. rumpens, F. perminuta, Fragilaria virescens, Gomphonema minutum, Navicula tripunctata, Nitzschia 33

36 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos fonticola, Psammothidium spp., Reimeria sinuata en Staurosira pinnata. In de Grensmaas ontwikkelt zich ook een vrij typische rivierplanktongemeenschap met Asterionella formosa, Aulacoseira spp., Discostella spp., Fragilaria crotonensis en Puncticulata spp., waarvan de minder verstoringsindicatieve soorten ook in het perifyton bij referentieomstandigheden worden aangetroffen. Voorlopig wordt als oplijsting van itieve indicatoren in essentie een combinatie van deze voor kleine en grote rivier voorgesteld (Tabel 40 in bijlage 1). De gegevens laten echter vooralsnog niet toe een drempelwaarde voor hun minimale vertegenwoordiging bij referentieomstandigheden voor te stellen. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een organisch belast, dan wel meer of minder brak, milieu zijn negatieve indicatoren en hooguit in geringe mate aanwezig. De vertegenwoordiging van biraphide soorten die geassocieerd zijn met een silteuze bodem (ondermeer grotere Nitzschia spp., Surirella spp.) en van overwegend planktonisch levende diatomeeën blijft beperkt Polderwaterloop Polderwaterlopen zijn door de mens gegraven systemen, die meestal omwille van het lage verval geen permanente stroming kennen. Ze bevinden zich in de ecoregio van de Polders en de getijdenschelde. Er wordt een onderscheid gemaakt tussen zoete (P zoet ), zilte (P zi ) en brakke tot zoute watersystemen (P zout ). Dit onderscheid wordt gemaakt op basis van het zoutgehalte Macrofyten In de zoete, stilstaande of periodiek stromende wateren komt een grote verscheidenheid aan groeivormen voor. In helder water komen zowel wortelende als vrij zwevende en drijvende waterplanten voor. De biomassa is vaak veel hoger dan in stromende wateren. Naast de waterplanten die ook voorkomen in traagstromende beken komen in zuivere kunstmatige waterlopen ook soorten voor die eerder typisch zijn voor stilstaande wateren. De vegetatie in en langs de zoete polderwaterlopen met een zandig substraat vertoont veel overeenkomsten met die van de kleine en grote beken. Op kleiige substraten zorgt het sediment echter wel voor een aantal soortverschuivingen. Een typische soort is dan bv. zwanebloem (Butomus umbellatus). De invloed van het zoutgehalte in het water is zeer bepalend voor de soortsamenstelling. Gradiëntsituaties bestaan tussen typische zoet water over licht brak water naar (uitzonderlijk) sterk brak water. Brakke polderwaterlopen vertonen meestal een veel lagere soortenrijkdom, mede omdat slechts een gering aantal plantensoorten bestand is tegen (beperkte) zoutwaterinvloeden. Voorbeelden van soorten die ziltheid in beperkte mate verdragen zijn: bultkroos (Lemna gibba), sommige kranswieren, schedefonteinkruid (Potamogeton pectinatus), heen (Bolboschoenus maritimus) en zilt torkruid (Oenanthe lachenalii). Aarvederkruid (Myriophyllum spicatum), stijve waterranonkel (Ranunculus circinatus), ongedoornd hoornblad (Ceratophyllum submersum) en gedoornd hoornblad (Ceratophyllum demersum) verdragen minder zout, hoewel ongedoornd hoornblad vrijwel uitsluitend in de Polderstreek voorkomt. Min of meer exclusieve halofiele waterplantensoorten zijn zilte waterranonkel (Ranunculus baudottii) en zilte zannichellia (Zannichellia palustris subsp. pedicellata). Ruppia-soorten (Ruppia sp.) zijn de enige exclusieve zaadplantsoorten voor sterk zilte terreinen. Enkele associaties die typisch zijn voor dit soort systemen zijn de associatie van bultkroos en wortelloos kroos, de associatie van gewoon kransblad, de associatie van paarbladig fonteinkruid, de associatie van stijve waterranonkel, de associatie van waterpunge en oeverkruid, de watertorkruidassociatie en de associatie van egelskop en pijlkruid. De meer kenmerkende soorten voor de polderwaterlopen worden opgesomd in Tabel 13. Voor een meer uitgebreide lijst van typische soorten wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005). Tabel 13: Selectie van meer kenmerkende en aspectbepalende soorten voor het waterlooptype polderwaterlopen (F: vaak faciesvormend; K: kieskeurig, heden schaars). Wetenschappelijke naam Nederlandse naam P zoet P zi P zout Aster tripolium zulte x x Bolboschoenus maritimus heen F F Butomus umbellatus zwanebloem x Ceratophyllum demersum gedoornd hoornblad x x Ceratophyllum submersum fijn hoornblad x x 34

37 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos Chara aculeolata fijnstekelig kransblad K K Chara baltica kust kransblad K K Chara canescens brakwater kransblad K Chara connivens gebogen kransblad K K Cochlearia officinalis echt lepelblad x x Eleocharis palustris gewone waterbies x x Eleocharis uniglumis slanke waterbies x x Enteromorpha sp. darmwier F Glaux maritima melkkruid x x Juncus gerardii zilte rus x x Nasturtium microphyllum slanke waterkers x x Oenanthe fistulosa pijptorkruid x x Oenanthe lachenalii zilt torkruid x x Phragmites australis riet F F F Ranunculus baudotii zilte waterranonkel x Ruppia cirrhosa spiraalruppia K Ruppia maritima snavelruppia K Samolus valerandi waterpunge x x Schoenoplectus triqueter driekantige bies x Sium latifolium grote watereppe x Triglochin maritimum schorrezoutgras x x Triglochin palustris moeraszoutgras x Veronica anagallis-aquatica waterereprijs x x Soorten die in polderwaterlopen op verstoring duiden, worden opgesomd door Leyssen et al. (2005). In de zoete polderwaterlopen zijn onder referentieomstandigheden veel groeivormen te verwachten. Lemniden, riccielliden, ceratophylliden, magnopotamiden, nymphaeiden, vallisneriiden en kleine en grote oever- of moerasplanten zijn er aanwezig. Ook hydrochariden/stratiotiden, wortelende, submerse waterplanten (parvopotamiden/myriophylliden/elodeïden) en in ondiep water wortelende, amfibische waterplanten (batrachiiden/pepliden) kunnen er voorkomen. Onder referentieomstandigheden worden minstens 9 van deze groeivormen verwacht. In zilte polderwaterlopen zijn van nature minder groeivormen aanwezig. Lemniden, riccielliden, ceratophylliden en kleine en grote oever- of moerasplanten komen er voor. Ook wortelende, submerse waterplanten (parvopotamiden/myriophylliden/elodeïden) en in ondiep water wortelende, amfibische waterplanten (batrachiiden/pepliden) zijn onder natuurlijke omstandigheden aanwezig. Onder referentieomstandigheden worden minstens 6 van deze groeivormen aangetroffen. In de brakke tot zoute polderwaterlopen wordt het kleinste aantal groeivormen aangetroffen. Enteromorpha, wortelende, submerse waterplanten (parvopotamiden/myriophylliden/elodeïden), in ondiep water wortelende, amfibische waterplanten (batrachiiden/pepliden) en kleine en grote oever- of moerasplanten worden er van nature verwacht. Onder referentieomstandigheden worden minstens 3 van deze groeivormen verwacht. Onder referentieomstandigheden is, gemiddeld gezien over heel het meettraject, submerse vegetatie frequent tot abundant, maar vult deze niet de gehele waterkolom op Fytobenthos Polderwateren zijn doorgaans eerder voedselrijk van nature, terwijl de stroming meestal zwak is, of zelfs beperkt blijft tot bepaalde perioden. Hierdoor is het soortenspectrum van de zoete sloten gelijkaardig aan dit van de ionenrijke alkalische stilstaande wateren (zie Hendrickx & Denys 2005). Bij een ongestoorde toestand bepalen vooral de genera Achnanthidium, Cocconeis, Cymbella, Encyonopsis, Epithemia, Gomphonema, Rhoicosphenia, Rhopalodia en Ulnaria het algemene beeld. Taxa die als itieve indicatoren in aanmerking komen worden in Tabel 40 (bijlage 1) vermeld. Naar analogie met de stilstaande wateren van het Ai-type (Hendrickx & Denys 2005) kan een minimale abundantie voor deze groep van 60 % als voorlopige grenswaarde voor het referentiebereik 35

38 Hoofdstuk 2: Referentiebeschrijvingen voor macrofyten en fytobenthos vooropgesteld worden. Soorten die optimaal tot ontwikkeling komen in een organisch belast milieu zijn negatieve indicatoren en bij referentieomstandigheden hooguit in geringe mate aanwezig. Onder zilte polderwateren worden hier zwak-brakke sloten en vaarten samen genomen. Behalve de meer zouttolerante soorten die ook talrijk zijn in zoete poldersloten, zoals Cocconeis pediculus, C. placentula, Encyonopsis microcephala, Epithemia spp., Rhoicosphenia abbreviata en Rhopalodia gibba, zijn ook een aantal diatomeeën die in zoet water op verontreiniging zouden wijzen, zoals Ctenophora pulchella, Fragilaria fasciculata, Nitzschia frustulum en N. tryblionella, hier volkomen op hun plaats. Ook meer specifiek aan zoutwaterinvloed gebonden soorten, waaronder diverse Amphora spp. (A. coffeaeformis, A. acutiuscula, A. commutata), Cocconeis scutellum, Navicula perminuta, N. salinarum en opvallende Nitzschia spp. (N. plana, N. scalaris), doen hun intrede. Het aantal itieve indicatoren dat in Tabel 40 (bijlage 1) is opgenomen is vrij beperkt. Ten dele is dit te wijten aan een nog gebrekkige kennis van de referentietoestand en het ontbreken van inzicht in de relaties tussen verstoring en soortensamenstelling, maar het is tevens waarschijnlijk dat de levensgemeenschappen van brakke wateren als dusdanig een geringere gevoeligheid voor nutriëntenaanrijking of organische belasting vertonen. Voor sommige genera zijn oudere studies m.b.t. de brakkere watertypen ook taxonomisch niet altijd even betrouwbaar. Toch mag verondersteld worden dat de meeste soorten die optimaal in een sterk organisch belast milieu tot ontwikkeling komen, ook hier als negatieve indicatoren beschouwd kunnen worden en bij referentieomstandigheden hooguit in geringe mate aanwezig zullen zijn. De huidige kennis is echter ontoereikend om het referentiebereik nader te definiëren. Bij de zoute polderwateren is het brakwateraspect uitgesproken. Op de meest euryhaliene epifyten (Cocconeis placentula, Epithemia spp., ) na zijn soorten uit het zoete water niet meer aanwezig. Tolerante marien-littorale soorten komen wel voor, maar deze hoeven niet altijd echt ter plaatse te leven. Ook hier is er nog een nijpend gebrek aan informatie m.b.t. de samenstelling van referentiegemeenschappen en verstoringsgerelateerde veranderingen. Onder voorbehoud zijn enkele mogelijke itieve indicatoren in Tabel 40 (bijlage 1) opgesomd. Drempelwaarden voor hun abundantie bij referentieomstandigheden kunnen nog niet gegeven worden. Toename van taxa die op verzoeting wijzen kan evenwel als een negatieve ontwikkeling opgevat worden. 36

39 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen Hoofdstuk 3: Typering van de 172 EU rivier-waterlichamen 3.1 Inleiding Voor de 172 Vlaamse rivier-waterlichamen werd door VMM een voorstel geformuleerd voor de toekenning van een type aan elk van de waterlichamen (die aangeleverd werd op ). Hierna volgt een evaluatie van de toegewezen typen. 3.2 Waterlichamen en waterlooptypen Om de voorgestelde typen te evalueren, werd een vergelijking uitgevoerd tussen de waterlichamenkaart en de watertypenkaart. Er werd gewerkt met het ArcGIS-EUwaterlichamenbestand dat op 10/11/05 werd aangeleverd ( OWL_CIW_VHA.shp ); wijzigingen in dit bestand kunnen de bevindingen beïnvloeden. Deze beschrijft de Vlaamse waterlichamen; de typen van de lokale waterlichamen zijn er niet in opgenomen. Aangezien geen recente waterlooptypenkaart voorhanden is, werd de IN-typenkaart gebruikt (Jochems et al. 2002). Deze twee kaartlagen, die beide lijnenkaarten zijn, zijn echter niet gebaseerd op dezelfde VHA-indeling, waardoor ArcGISbewerkingen moeilijk uitvoerbaar zijn. De ondergrens van het stroomgebiedoppervlak van de Vlaamse waterlichamen ligt volgens de nieuwe typologie op 50 km², wat in de praktijk neerkomt op de beheergrens tussen de waterlopen van 1 e en 2 e categorie. De stroomafwaartse begrenzing van de waterlichamen gebeurde op basis van de deelbekkengrenzen; de deelbekkengrens vormt hier dus de grens tussen twee waterlichamen (uitgezonderd voor de kanalen). Binnen éénzelfde deelbekken kan, o.a. door verschil in waterlooptypen, de waterloop verder ingedeeld worden in andere waterlichamen. Een waterlichaam dient volgens de KRW een afzonderlijk ( discrete ) en relevant ( significant ) element van het oppervlaktewater te zijn. Men spreekt van afzonderlijke elementen indien de waterlichamen niet overlappen en bestaan uit aanpalende elementen van het oppervlaktewater; de term relevante elementen wordt in de KRW echter niet duidelijk omschreven. Wel wordt aangegeven dat het doel van de KRW de bescherming is van alle wateren (CIS Waterbodies 2003). De KRW stelt geen drempel voor deze zeer kleine waterlichamen. Echter, de KRW beschrijft twee systemen om de waterlichamen in te delen in typen: systeem A en systeem B (CIS Waterbodies 2003). Enkel in de systeem A-typologie wordt de omvang van de stroomgebiedoppervlakte omschreven. De kleinste grootterange voor een systeem A-riviertype is 10 tot 100 km² stroomgebiedoppervlak. Tevens wordt vermeld dat voor de toepassing van systeem B, waar Vlaanderen voor heeft gekozen, op zijn minst hetzelfde niveau van differentiatie moet bereikt worden als bij systeem A. Hierop is een uitzondering gemaakt door aan te geven dat er in sommige regio s, waar er vele kleine waterlichamen zijn, deze benadering aangepast kan worden, waarbij de mogelijkheid wordt aangereikt om onder bepaalde omstandigheden enkele waterlichamen te groeperen. Lidstaten hebben dus de flexibiliteit om te beslissen of de doelstellingen van de KRW, die op alle oppervlaktewateren van toepassing zijn, kunnen worden bereikt zonder de identificatie van elk klein, maar afzonderlijk en relevant element van het oppervlaktewater als waterlichaam (CIS Waterbodies 2003). Een aantal waterlichamen of clusters van waterlichamen kleiner dan 50 km² dienen dus gemonitord te worden, zonder dat elk afzonderlijk waterlichaam in deze range afgebakend wordt; er kan dus m.a.w. een steekproef genomen worden van de clustes van de kleinere waterlichamen. De ondergrens voor de afbakening van de Vlaamse waterlichamen ligt op 50 km², dus niet op de 10 km² die door de KRW wordt aangegeven volgens systeem A. De meest waardevolle en tot op heden minst beïnvloede Vlaamse waterlooptrajecten zijn echter gesitueerd in de bovenlopen en dus stroomopwaarts gelegen van de 50 km²-limiet. Deze lokale waterlichamen zijn dus zeer betekenisvol vanuit het biodiversiteits- en natuurbehoudsaspect, onafgezien van hun afmetingen. Een mogelijkheid bestaat erin dat deze lokale waterlichamen op een zinnige wijze te groeperen, om er alsnog over te rapporteren, of op zijn minst hun toestand op te volgen. 37

40 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen 3.3 Criteria ter bepaling van het type per waterlichaam Indien meerdere typen sensu Jochems et al. (2002) per waterlichaam voorkomen, moet beslist worden welk van deze typen toegewezen wordt voor de Europese rapportering. Hierbij zijn er verschillende keuzemogelijkheden. Allereerst kan het meest representatieve type worden gekozen; dit kan bestaan uit het type dat het meest vertegenwoordigd is in het waterlichaam qua relatieve lengte of relatieve oppervlakte. Anderzijds kan ook het type worden gekozen dat het meest stroomafwaarts ligt, waarbij een end of pipe -redenering wordt gevolgd; dit is het type dat het meeste druk kan opvangen, maar tevens waarschijnlijk het sterkst belast zal zijn. Een andere mogelijkheid is om het type dat het meest kwetsbaar is, als type aan te duiden voor het waterlichaam; meestal is dit het meest stroomopwaartse type. In de praktijk behoort een waterlichaam in de meeste gevallen slechts tot één door het IN geformuleerd waterlooptype. Het probleem dat hierboven wordt geschetst, doet zich slechts in enkele gevallen voor. Indien er wel meerdere (IN-)typen per waterlichaam voorkomen, is het meestal duidelijk welk type grosso modo het best past bij het waterlichaam. Als basis is voor de representatieve keuze geopteerd, waarbij het meest vertegenwoordigde type in het waterlichaam bepalend is. De toetsing aan ecologische criteria van deze keuze vormt het onderwerp van deze studie. Enkele probleemgevallen worden vooralsnog in paragraaf 3.6 besproken. 3.4 Bepaling van breedte per watertype Om het waterlooptype te bepalen van waterlichamen die moeilijk volgens de representatieve methode toegekend kunnen worden, of waarvoor het stroomgebiedoppervlak niet het meest geschikte criterium is (bv. kanalen of Zenne), is de gemiddelde breedte aan het wateroppervlak per waterlooptype bepaald (Figuur 1). Hierbij werden gegevens gebruikt uit de ecologische inventarisatie van waterlopen in Vlaanderen in de periode 1989 t.e.m (Schneiders et al. 1995). In totaal gaat het om 1410 breedtebepalingen. Op elk van deze punten waar de breedte in het veld werd vastgesteld, werd bepaald welk waterlooptype ermee overeenkomt. Hierbij worden de beken die buiten de Vlaamse waterlichamen vallen beschouwd als kleine beek, kleine beek Kempen, polderwaterloop of kunstmatige waterloop (gelegen in de Gentse kanaalzone). breedte (cm) kleine beek kleine beek Kempen grote beek grote beek Kempen kleine rivier grote rivier Figuur 1: Breedte van het wateroppervlak per waterlooptype (in cm). polderwaterloop Median 10%-90% Non-Outlier Range Outliers Extremes 38

41 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen De relatief duidelijke spreiding naar breedte volgens type die blijkt uit Figuur 1 ondersteunt de gehanteerde typologie en vormt een bruikbaar kader voor de beoordeling van toekenningen die ter discussie staan. Hieruit kan tevens opgemaakt worden dat Kempense beken iets breder zijn dan beken uit de Leem- of Zandleemstreek en dat de polderwaterlopen qua breedte vergelijkbaar zijn met de grote beken. Deze breedtebepaling kan tegelijk ondersteuning bieden aan de toekenning van vergelijkbare typen voor de sterk veranderde en de kunstmatige waterlichamen (par. 3.5), bijzonder voor de kanalen, aangezien deze geen stroomgebiedoppervlak hebben waaruit het meest gelijkende type kan afgeleid worden. Daarnaast kunnen de grenzen van de watertypen op een andere manier benaderd worden. Uit de CIS-handleiding voor de intercalibratie (CIS Intercalibration 2004) kan afgeleid worden dat een stroomgebiedoppervlakte van km², km² en km² overeenkomt met een breedte van respectievelijk 3 8 m, 8 25 m en > 25 m bankfull size. Wanneer we deze grenzen lineair interpoleren met de stroomgebiedoppervlakten die in Vlaanderen worden gehanteerd, krijgen we het resultaat dat in Tabel 14 wordt voorgesteld. Tabel 14: Breedte van de grens tussen de typen, afgeleid uit de stroomgebiedoppervlakten. grens vd typen stroomgebiedoppervlakte (km²) breedte (m) grens tussen bg en rk ,78 grens tussen rk en rg ,44 Het verschil tussen Figuur 1 en de breedtebepaling in Tabel 14 is te wijten aan het feit dat de veldmetingen zijn bepaald ter hoogte van het waterniveau en de CIS-handleiding de breedte van het hele profiel, oftewel bankfull size, beschouwt. 3.5 Problematiek van SVWL en KWL De sterk veranderde en de kunstmatige waterlichamen verdienen speciale aandacht, omdat hier het meest gelijkende watertype dient aangewezen te worden. Aangezien nog niet alle kenmerken van de verschillende waterlichamen bekend zijn, wordt geopteerd om een eerste toewijzing te realiseren aan de hand van een beslissingsstructuur (Tabel 15). Tabel 15: Mogelijke beslissingsstructuur voor de toewijzing van gelijkende typen aan SVWL en KWL. *Voor de brakke stilstaande wateren werd nog geen typologie uitgewerkt. 1 stilstaand water, hoge retentietijd 2 zwak tot snel stromend water, lage retentietijd 9 2 zeer licht brakke invloed Bzl sterk brakke invloed brak* geen brakke invloed 3 3 zuurgraad: alkalisch (ph > 7,5) 4 zuurgraad: circumneutraal (7,5 > ph > 6,5) 8 4 diepe wateren (maximale diepte > 6 m) 5 ondiepe wateren (maximale diepte < 6 m) 6 5 trofie (regionaal): eutroof (voedselrijk) Aw-e trofie (regionaal): oligo- tot mesotroof (voedselarm) Aw-om 6 watersamenstelling: ionenrijk (eutroof) (DIC > 27 mg/l 9 ) Ai watersamenstelling: matig ionenrijk (DIC < 27 mg/l) 7 7 trofie: eutroof (voedselrijk) Ami-e trofie (lokale hydrologie): oligo- tot mesotroof (voedselarm) Ami-om 8 watersamenstelling: zwak gebufferd (DIC < 3,3 mg/l; Alk < 0,2 meq/l) Czb watersamenstelling: sterk gebufferd (DIC > 3,3 mg/l; Alk > 0,2 meq/l) Cb 9 Gezien de uitgesproken geleidende overgang tussen Ai en Ami is het onderscheid enigszins arbitrair en niet in één kenmerk te vatten. Het is beter dit niet louter op fysisch-chemische kenmerken (EGV, DIC of alkaliniteit, natrium, silicaat, ) te maken, maar vooral de verwachtingen i.f.v. bodemgesteldheid en hydrologie in aanmerking te nemen. 39

42 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen 9 hydro-ecoregio: Polders 10 hydro-ecoregio: Kempen 11 hydro-ecoregio: Zand-Zandleemstreek polders: zoet P zoet polders: zilt P zi polders: brak tot zout P zout 11 gemiddelde breedte van watergang: < 12 m (bankfull size) bgk gemiddelde breedte van watergang: > 12 m (bankfull size) gemiddelde breedte van watergang: < 12 m (bankfull size) bg gemiddelde breedte van watergang: > 12 m (bankfull size) gemiddelde breedte van watergang: < 17 m (bankfull size) rk gemiddelde breedte van watergang: > 17 m (bankfull size) Er dient opgemerkt te worden dat dit slechts een aanzet is voor de toewijzing en dat dit zeker niet als definitief mag beschouwd worden. Wanneer dit beslissingssysteem wordt gevolgd heeft dit ook gevolgen voor de te halen doelstellingen voor de fysisch-chemische elementen, aangezien er voor de kunstmatige en de sterk veranderde waterlichamen voor dit kwaliteitselement een goede toestand wordt nagestreefd. rg 3.6 Vergelijking van typen en waterlichamen Omdat de lijnen in de twee bestanden (IN-typenkaart en EU-waterlichamenkaart) niet exact samenvallen (zie hoger) dient een handmatige vergelijking van de twee kaarten de verschillen uit te wijzen. Enkele verschilpunten zijn hierbij vastgesteld; deze worden in het hiernavolgende deel behandeld. Een aantal waterlichamen die aangeduid zijn als SVWL zullen in de praktijk een kleiner debiet hebben en minder water afvoeren dan voor het natuurlijke type het geval is, waardoor van type veranderd dient te worden. Dit geldt ook voor kleine beken die via een kanaal meer of minder voeding krijgen. Het vergelijkbare watertype kan dus een kleiner of een groter type zijn (zie ook 4.3.4) Van kleine beek naar grote beek Het verschil tussen de oude (IN-) en de nieuwe (recente) typologie bestaat erin dat de Strahler-orde niet meer als bijkomend criterium wordt gebruikt om de typen grote beek en kleine beek of grote Kempense beek en kleine Kempense beek te onderscheiden (zie paragraaf 2.2). Een groot aantal waterlichamen, is aldus overgegaan van het type kleine beek of kleine Kempense beek naar grote beek of grote Kempense beek. Deze opgeschaalde waterlichamen zijn opgesomd in Tabel 16 en aangeduid in Figuur 2. Een aantal waterlichamen behoort door het vervallen van het Strahler-orde-criterium in een groter type. De gedachte achter de Strahler-orde is dat een plotse toename in breedte of diepte vooral plaatsvindt na de samenvloeiing van enkele grotere waterlopen. Ook de bijhorende levensgemeenschappen zouden vooral na een verandering in orde van samenstelling veranderen (Vannote 1980). Vandaar dat orde een goede maat is die aanvullend kan worden gebruikt bij deze deelbekkens die weinig of niet vertakken. Het veranderen van typen heeft ook consequenties voor de beoordeling van de waterlichamen, aangezien de criteria voor de kleine beek en kleine Kempense beek strenger zijn dan deze voor de grote beek en grote Kempense beek. 40

43 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen Tabel 16: Lijst van waterlichamen die zijn overgegaan van het type kleine beek of kleine Kempense beek naar grote beek of grote Kempense beek. OWL : nummer van het oppervlaktewaterlichaam; naam OWL : naam van het oppervlaktewaterlichaam; type IN : type volgens de IN-studie (Jochems et al. 2002); type VMM : het door VMM voorgestelde type voor het waterlichaam. OWL naam OWL type IN type VMM 108 HEIDEBEEK bk bg 110 IEPERLEE + VERWEZEN KANAAL IEPER-KOMEN bk bg 128 MEREBEEK + BORISGRACHT + LIEVE bk bg 130 POEKEBEEK deels bk en deels bg bg 131 OUDE KALE bk bg 148 GAVERBEEK I deels bk en deels bg bg 149 GAVERBEEK II bk bg 152 MANDEL II deels bk en deels bg bg 159 KALKENSE VAART bk bg 160 GROTE SPIEREBEEK bk bg 164 RONE bk bg 165 STAMPKOTBEEK bk bg 167 ZWARTE SPIEREBEEK bk bg 173 BANDSLOOT bk bg 175 MARKE (Denderbekken) deels bk en deels bg bg 177 MOLENBEEK - TER ERPENBEEK bk bg 178 VONDELBEEK deels bk en deels bg bg 187 IJSSE bk bg 190 NETHEN bk bg 191 VOER (Leuven) bk bg 194 WOLUWE bk bg 197 VUNT bk bg 201 BEGIJNENBEEK bk bg 207 MELSTERBEEK I bk bg 209 MUNSTERBEEK bkk rk 210 VELPE deels bk en deels bg bg 219 GROTE LAAK bkk bgk 225 MOL NEET deels bkk en deels bgk (klein deel) bgk 230 AA I deels bkk en deels bgk bgk 234 ABEEK deels bkk en deels bgk (klein deel) bgk 235 BERWIJN bk bg 236 MERKSKE bkk bgk 237 DOMMEL bkk bgk 239 JEKER + OUDE JEKER deels bk en deels bg bg 241 LOSSING bkk bgk 243 WARMBEEK bkk bgk 244 BOSBEEK bkk bgk 254 ITTERBEEK I bkk bgk 255 ITTERBEEK II bkk bgk 41

44 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen Figuur 2: Situering van de waterlichamen waarvan het type van bk of bkk (volgens IN-typologie) is overgegaan naar een type van hogere orde (volgens de recente typen) Bekken Gentse kanalen en kanalen Bij de Isabellawatering (127) wordt in de versie van 14/10/ 05 het type bg (GEP) toegekend; dit wordt in de versie van 10/11/ 05 gewijzigd naar kleine rivier (GEP). De Isabellawatering ligt grotendeels in de ecoregio Polders, en werd in de IN-studie als polderwaterloop beschouwd. Het is echter terecht om op deze beslissing terug te komen, aangezien deze beek wordt gevoed door water uit het zandig stuk van Oost-Vlaanderen (pers. meded. H. Maeckelberghe), waardoor de karakteristieken van de waterloop meer overeenstemmen met het type grote beek of kleine rivier dan met het type polderwaterlopen. In Tabel 17 wordt de gemiddelde breedte van de Isabellawatering gegeven. Vervolgens wordt op basis van deze breedtebepaling een oordeel geveld met behulp van de stroomgebiedsoppervlakteomzetting (zie Tabel 14 in paragraaf 3.4) en de berekende gemiddelde breedten van de verschillende types (zie Figuur 1 in paragraaf 3.4). Tabel 17: Breedtebepalingen en typetoekenning van de Isabellawatering (OWL 127). De gemiddelde breedte is bepaald op basis van orthofoto s in ArcGIS (met het aantal bepalingen tussen haakjes). orthofoto s gemiddelde breedte 9,9 m (7) SGO-omzetting bg oordeel breedte grens tussen bg en rk Op basis van de breedte-bepalingen blijkt deze waterloop inderdaad op de grens te liggen tussen bg en rk (Tabel 17), het type grote beek krijgt echter de voorkeur vanwege het kleinere stroomgebied. Het waterlichaam 132 (Zwartesluiswatergang) bevat een gedeelte dat eerder aanleunt bij de karakteristieken van waterlichaam 19 (Leopoldkanaal), dan van een polderwaterloop. Daarom is het aangewezen de grens tussen deze twee waterlichamen ter hoogte van de duiker te Boekhoute te leggen. Het oppervlaktewaterlichaam 4 (Brugse Reien) kreeg tijdens de IN-studie het type kleine beek toegekend. Afgaande op de breedte die op de orthofoto s werd waargenomen (Tabel 18) en de lange retentietijd wordt dit type terecht gewijzigd in het meest gelijkende type grote rivier. Tabel 18: Breedtebepalingen en typetoekenning van de Brugse Reien (OWL 4). De gemiddelde breedte is bepaald op basis van orthofoto s in ArcGIS (met het aantal bepalingen tussen haakjes). orthofoto s gemiddelde breedte 20,7 m (17) SGO-omzetting rg oordeel breedte rg 42

45 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen De toekenning van het meest gelijkende type voor de kanalen gebeurde op een eerder subjectieve manier. Daarom is het raadzaam deze waterlichamen te toetsen aan de hierboven vermelde breedteklasen (zie ook Tabel 14 en Figuur 1 in paragraaf 3.4) Demerbekken Het waterlichaam van de Gete (OWL 203 in een eerdere waterlichamenversie van 14/10/ 05) werd opgesplitst in twee waterlichamen, waarvan de ene het type grote rivier (253) en de andere kleine rivier (253) krijgt toegekend. Beide waterlichamen zijn in het IN-typen-rapport als grote beken beschouwd. Nu worden ze, door herberekening van het stroomgebiedoppervlak tot typen met een groter stroomgebiedoppervlak gerekend. De grens tussen de twee nieuwe waterlichamen ligt niet ter hoogte van het waterlichaam 206, dat samenvloeit met de Gete, maar ter hoogte van de Graasbeek. De reden hiervoor is dat, volgens berekeningen, de sprong van 600 km² ter hoogte van de monding van de Graagbeek ligt (pers. meded. H. Maeckelberghe). De Munsterbeek te Bilzen (209) kreeg tijdens de IN-studie het type kleine beek Kempen toebedeeld, terwijl in de EU-waterlichamenkaart dit waterlichaam als kleine rivier werd aangeduid. Aangezien het stroomafwaartse waterlichaam (216) van het type kleine beek is en zowel de breedte van de beek als de grootte van het stroomgebied niet overeenstemmen met het type kleine rivier, wordt dit waterlichaam best beschouwd als kleine beek Kempen. De waterlichamen Demer I (OWL 216) en Demer II (OWL 247) zijn beide aangeduid als grote beek. Deze waterlichamen en het grootste deel van hun stroomgebied liggen echter in de ecoregio van de Kempen. Daarom zouden ze dus beter beschouwd worden als grote beek Kempen. Na intern overleg door VMM werd er geoordeeld dat het verkieslijk was om heel de Demer als 'niet-kempisch' te beschouwen. Bij vergelijking tussen de twee lijnenkaarten werd ook duidelijk dat de waterlichamen 198 (Demer VII), 199 (Demer VI) en 200 (Demer V) allen in de IN-studie als kleine rivier werden aangegeven, terwijl in de waterlichamenkaart het type grote rivier wordt voorgesteld. Bij oppervlaktebepalingen van het stroomgebied bleek inderdaad dat het stroomgebied van OWL 200, dat het meest stroomopwaarts ligt, ongeveer km² bedraagt, hierbij is het deel van de stroomgebieden van de kleine en grote Gete dat gelegen is in Wallonië nog niet meegerekend. Aangezien de ondergrens van het type grote rivier 600 km² stroomgebiedoppervlakte bedraagt, kunnen de drie waterlichamen tot het type grote rivier gerekend worden. In Tabel 19 en Tabel 20 worden ook de breedtebepalingen opgenomen die in Figuur 1 zijn opgenomen in Figuur 1weergegeven (Schneiders et al. 1995). In Tabel 20 is hiervoor een omzetting gemaakt naar het best passende type. Tabel 19: Gemiddelde breedte van Demer VII (OWL 198), Demer VI (199) en Demer V (OWL 200) (met het aantal bepalingen tussen haakjes). OWL orthofoto s veldmetingen ,5 m (7) 10,5 m (1) m (14) 11,5 m (1) ,5 m (6) 15 m (1) Tabel 20: Typetoekenning van Demer VII (OWL 198), Demer VI (199) en Demer V (OWL 200). OWL oordeel orthofoto s veldmetingen 198 SGO-omzetting rk bg breedte grens rk rg rk 199 SGO-omzetting rk bg breedte grens rk rg rk 200 SGO-omzetting rk rk breedte grens rk rg rk Afgaande op de breedtebepalingen (Tabel 19), blijken de drie waterlichamen eerder aan te sluiten bij het type kleine rivier (Tabel 20). Maar indien enkel het stroomgebied wordt beschouwd, kan aangenomen worden dat de drie waterlichamen tot het type grote rivier behoren. Vanuit ecologisch oogpunt is een inschaling als kleine rivier te verkiezen. 43

46 Hoofdstuk 3: Bevestiging typen van rivier-waterlichamen Dijlebekken Het waterlichaam Zenne I (195) wordt als grote rivier beschouwd. Volgens berekeningen ligt de 600 km²-grens tussen Halle en Brussel. Strikt gezien zouden er dus twee Zenne-waterlichamen moeten zijn, waarvan één kleine rivier, dat slechts enkele kilometers lang is. Om praktische redenen werd deze splitsing niet doorgevoerd. Het waterlichaam Zenne II (OWL 179) wordt omwille van dezelfde berekening beschouwd als grote rivier. Wanneer de afmetingen van deze waterlichamen worden beschouwd, wordt vastgesteld dat het vergelijkbare waterlooptype van beide waterlichamen eerder aanleunt bij het type kleine rivier (Tabel 21). De doelstellingen voor deze (sterk gewijzigde) waterlichamen dienen dus best op basis van het type kleine rivier bepaald te worden. Tabel 21: Breedtebepalingen en typetoekenning van Zenne I (OWL 195) en Zenner II (OWL 179) (met het aantal bepalingen tussen haakjes). orthofoto s veldmetingen gemiddelde breedte 11,9 m (31) 15,6 m (3) 195 SGO-omzetting rk rk oordeel breedte rk rk gemiddelde breedte 12,6 m (9) 14,3 m (3) 179 SGO-omzetting rk rk oordeel breedte rk rk Het waterlichaam 185 (Dijle VI) en een deel van 186 (Dijle V), tot de monding van de Leibeek op de grens van Keerbergen met Tremelo en Haacht, werden in de IN-studie als overgangswater beschouwd. Bij de laatste versie van de waterlichamenkaart kreeg dit het type grote rivier toegekend. Ook E. Van den Bergh (pers. meded.) is van mening dat hier niet om een rivier gaat, maar om overgangswater. De getij-invloed is tengevolge van opstuwing echter merkbaar tot nabij de samenvloeiing van Demer en Dijle. Zelden is er een stroming landinwaarts (pers. meded. H. Maeckelberghe) IJzerbekken De Zarrebeek (OWL 118) wordt als waterlichaam onderscheiden, maar in het document van 14/10/ 05 wordt er geen vergelijkbaar type aan toegekend. Mogelijks kan dit waterlichaam als grote beek beschouwd worden. Het meest stroomopwaarts gelegen waterlichaam van de IJzer (IJzer I, OWL 103) omvat twee contrasterende delen. Het meer natuurlijke deel, stroomopwaarts van Elzendamme, contrasteert met het stroomafwaarts deel, dat langs grote delen verstevigd is. Naar de hydromorfologie van het waterlichaam kan het waterlichaam dus best ingedeeld worden in twee waterlichamen: een natuurlijk waterlichaam stroomopwaarts van Elzendamme en een mogelijk SVWL stroomafwaarts van Elzendamme Leiebekken De afleiding van de Leie, die deel uitmaakt van het waterlichaam Leie II (OWL 144) werd in de INstudie als grote beek beschouwd. Ook werd een deel van de Leie, dat deel uitmaakt van het waterlichaam Toeristische Leie (OWL 146), als grote beek beschouwd. Geheel terecht worden beide in de nieuwe versie als grote rivier ingedeeld. 44

47 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Hoofdstuk 4: Referentiecondities en doelstellingen voor macrofyten en fytobenthos per waterlichaam 4.1 Inleiding In hoofdstuk twee werd de natuurlijke referentietoestand voor macrofyten en fytobenthos in de verschillende waterlooptypen toegelicht en in hoofdstuk drie werden de typen geëvalueerd voor de rivier-waterlichamen. In dit deel van de studie worden voor de verschillende natuurlijke waterlichamen de referentiecondities en de doelstelling beschreven voor de kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos (paragraaf 4.2). Vervolgens worden voor de sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen het maximaal ecologisch potentieel (MEP) en het goed ecologisch potentieel (GEP) beschreven voor deze twee kwaliteitselementen (paragraaf 4.3). 4.2 Referentiecondities en doelstellingen voor natuurlijke waterlichamen De doelstelling voor natuurlijke waterlichamen, die in Vlaanderen niet talrijk zijn, is om tegen 2015 minstens een goede ecologische toestand te bereiken. Om deze te bepalen dienen de referentiecondities per waterlichaam omschreven te zijn. De referentiecondities van de waterlichamen komen overeen met deze van de overeenkomstige typen, zoals omschreven in hoofdstuk 2. Hierbij wordt ook verwezen naar de voorgaande macrofytenstudies (Schneiders et al en Leyssen et al. 2005) en de fytobenthosstudie (Hendrickx & Denys 2005). De goede ecologische toestand voor macrofyten en fytobenthos wordt, volgens de voorlopige criteria, bereikt wanneer de EQR van macrofyten en deze voor fytobenthos minstens 0,6 bedraagt. Voor de berekening van de indices van de macrofyten en fytobenthos wordt verwezen naar Leyssen et al. (2005) en Hendrickx & Denys (2005). Hierbij dient opgemerkt te worden dat de klassegrenzen van de kwaliteitsklassen voor macrofyten en fytobenthos in de loop van de interkalibratie-oefening en latere monitoring verder gevalideerd zullen worden. 4.3 Referentiecondities en doelstellingen voor sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen Achtergrondinformatie Definities (CIS HMWB & AWB 2003) De doelstelling van de KRW voor oppervlaktewateren is dat lidstaten tegen 2015 een goede ecologische en chemische toestand bereiken in alle waterlichamen. Een aantal waterlichamen kunnen deze doelstelling niet bereiken. De KRW staat onder bepaalde omstandigheden toe dat lidstaten sterk veranderde waterlichamen (SVWL) en kunstmatige waterlichamen (KWL) aanwijzen, waar een doelstelling geformuleerd wordt aangepast aan de specifieke hydromorfologische veranderingen van het betreffende waterlichaam. Een sterk veranderd waterlichaam is een oppervlaktewaterlichaam dat als gevolg van fysieke wijzigingen door menselijk handelen substantieel van aard is veranderd. Activiteiten (of gespecificeerde gebruiksfuncties) die kunnen leiden tot de aanwijzing van een waterlichaam als SVWL zijn de volgende: scheepvaart, inclusief havenfaciliteiten, of recreatie; activiteiten die nodig zijn voor wateropslag zoals drinkwatervoorzining, waterkracht of beregening; waterregulatie, hoogwaterbescherming, landdrainage; andere duurzame ontwikkelingsactiviteiten die minstens zo belangrijk zijn. Deze gespecificeerde gebruiksfuncties vereisen over het algemeen aanzienlijke hydromorfologische veranderingen aan waterlichamen die ertoe leiden dat het herstellen van een goede ecologische toestand (GET) zelfs op de lange termijn wellicht niet mogelijk is zonder de gespecificeerde gebruiksfunctie te beëindigen. Het concept SVWL is gecreëerd met als doel de gespecificeerde 45

48 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam gebruiksfuncties voort te zetten en tegelijkertijd mitigerende maatregelen ter verbetering van de waterkwaliteit toestaan. Het is belangrijk om te benadrukken dat veranderingen in hydromorfologie niet alleen significant dienen te zijn, maar ook moeten resulteren in een substantiële verandering van het karakter van een waterlichaam. De definitie benadrukt dat de SVWL moeten worden gezien als waterlichamen die door menselijk handelen fysiek zijn gewijzigd en dat de relevante fysieke wijzigingen resulteren in hydromorfologische veranderingen. Deze ingrepen hebben een ongunstig effect op de ecologische factoren, waardoor de maximum ecologisch toestand niet kan bereikt worden. Daarom worden voor deze waterlichamen een maximaal ecologisch potentieel en een goed ecologisch potentieel gedefinieerd. Het bereiken van op zijn minst een goed ecologisch potentieel wordt nagestreefd tegen De KRW heeft een vergelijkbare benadering voor kunstmatige waterlichamen (KWL) en sterk veranderde waterlichamen. Kunstmatige waterlichamen zijn oppervlaktewaterlichamen die door menselijke activiteiten tot stand zijn gekomen waar voorheen geen natuurlijk water aanwezig was. Het kunstmatige waterlichaam dient gecreëerd te zijn voor dezelfde gespecificeerde gebruiksfuncties die hierboven vernoemd zijn. Er dient op gewezen te worden dat de aanwijzing tot SVWL of KWL niet een mogelijkheid is om het bereiken van de vereiste ecologische en chemische doelstellingen te ontlopen. Voor waterlichamen die eenmaal zijn aangewezen als SVWL of KWL zijn de milieudoelstellingen goed ecologisch potentieel (GEP) en goede chemische toestand. Deze doelstellingen moeten ook tegen 2015 worden gerealiseerd. De referentieconditie voor SVWL en KWL is het maximaal ecologische potentieel (MEP). Het MEP is een toestand die, voor zover mogelijk, de biologische toestand van het meest vergelijkbare waterlichaam weergeeft, hierbij rekening houdend met de gewijzigde eigenschappen van het waterlichaam. Het goed ecologisch potentieel (GEP) laat kleine veranderingen van het MEP toe, voor wat betreft de biologische toestand Bepaling van MEP (CIS HMWB & AWB 2003) Om tot referentiecondities en milieudoelstellingen te komen voor SVWL en KWL, geeft de CIShandleiding (CIS HMWB & AWB, 2003) verschillende stappen aan die doorlopen dienen te worden. De stappen om te komen tot het MEP worden in Figuur 3 gegeven. Stap 1: Kwaliteitselementen kiezen voor MEP op basis van een vergelijkbare watercategorie. Stap 2: MEP hydromorfologische condities bepalen en alle hydromorfologische mitigerende maatregelen toepassen die geen significante negatieve effecten hebben op het gespecificeerd gebruik of het milieu in brede zin. Stap 3: MEP fysisch-chemische condities bepalen op basis van een vergelijkbaar watertypen en de resultaten van stap 2. Stap 4: MEP biologische condities bepalen op basis van een vergelijkbaar watertype en de resultaten van de stappen 2 en 3. Figuur 3: Proces voor het definiëren van het maximaal ecologisch potentieel. 46

49 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam In stap 1 worden de relevante hydromorfologische, biologische en fysisch-chemische kwaliteitselementen van de meest vergelijkbare watercategorie gekozen. Bij de tweede stap worden de hydromorfologische omstandigheden bepaald; dit zijn de condities die zouden bestaan als alle relevante hydromorfologische mitigerende maatregelen zijn genomen. De mitigerende maatregelen voor het bepalen van het MEP dienen: geen significant negatief effect te hebben op de gespecificeerde gebruiksfunctie (inclusief onderhoud en exploitatie van de gespecificeerde gebruiksfunctie). Deze overweging bestaat uit een beoordeling van mogelijke economische effecten ontstaan door mitigerende maatregelen, maar niet uit een beoordeling van onevenredig hoge kosten of de effecten op het milieu in brede zin; ervoor te zorgen dat de meest nauwkeurige benadering van het beste ecologische continuüm wordt bereikt, met name voor wat betreft de migratie van fauna en geschikte paaigronden en kraamkamers. In stap 3 wordt het maximaal ecologisch potentieel van de fysisch-chemische condities bepaald. Deze komen geheel of vrijwel geheel overeen met de onverstoorde staat die aangegeven is voor het type oppervlaktewaterlichaam dat het meest vergelijkbaar is met het betrokken kunstmatige of sterk veranderde waterlichaam. Voor een aantal KWL en SVWL geldt dat de waarden voor bepaalde fysisch-chemische kwaliteitselementen aanzienlijk afwijken van de natuurlijke referentiecondities in de meest vergelijkbare waterlichaamcategorie tengevolge van de hydromorfologische veranderingen. Aangezien deze fysisch-chemische condities direct verbonden zijn met de fysieke wijzigingen die vereist zijn om de gespecificeerde gebruiksfunctie toe te staan, wordt door de CIS-handleiding aangegeven om rekening te houden met deze verschillen bij het vaststellen van MEP. Deze overwegingen zijn alleen toepasbaar op bepaalde fysisch-chemische elementen zoals zuurstofgehalte, temperatuur en troebelheid en dienen niet te worden toegepast op algemene verontreinigende stoffen die niet zijn gerelateerd aan de hydromorfologische wijzigingen. De eisen voor specifieke synthetische verontreinigende stoffen bij MEP zijn dezelfde als deze voor ongewijzigde niet-kunstmatige waterlichamen. In een vierde stap wordt het MEP van de biologische kwaliteitselementen vastgelegd. Het MEP is bedoeld om de meest nauwkeurige benadering van een natuurlijk aquatisch ecosysteem te beschrijven dat kan worden bereikt, gegeven de hydromorfologische kenmerken en randvoorwaarden. Als gevolg hiervan dient het MEP voor biologische condities zoveel mogelijk de condities weer te geven van het meest vergelijkbare waterlichaamtype, gezien de hydromorfologische en resulterende fysisch-chemische condities bij een zeer goede ecologische toestand (zie stap 2 en 3). De KRW-richtlijn geeft een aantal methoden die kunnen gebruikt worden bij het bepalen van het MEP. Deze methoden zijn gelijk aan de methoden die zijn toegestaan bij het vaststellen van de referentiecondities. Ze bestaan uit: 1. ruimtelijke netwerken van gebieden die voldoen aan MEP-criteria; 2. modelleringsbenaderingen; 3. een combinatie van 1 en 2; 4. expertenoordeel, indien het niet mogelijk is bovenstaande methoden te gebruiken Bepaling van GEP (CIS HMWB & AWB 2003) Een goed ecologisch potentieel kan gedefinieerd worden als de status waarbij er lichte veranderingen in de waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen zijn ten opzichte van de waarden bij maximaal ecologisch potentieel. Onderstaande stappen dienen doorlopen te worden om het GEP te bepalen voor de biologische en andere kwaliteitselementen: Stap 1: Het vaststellen van goed ecologisch potentieel voor SVWL en KWL is hoofdzakelijk gebaseerd op de biologische kwaliteitselementen (afgeleid van MEP). Het GEP staat kleine wijzigingen in de waarden van de biologische elementen van het MEP toe. 47

50 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Stap 2: Stap 3: Stap 4: De hydromorfologische condities bij het GEP dienen zodanig te zijn dat ze het behalen van het GEP voor biologische waarden ondersteunen. Hiervoor dienen de hydromorfologische condities die noodzakelijk zijn voor het behalen van de GEP-waarden voor de biologische kwaliteitselementen te worden geïdentificeerd, met name voor het behalen van de waarden voor die biologische kwaliteitselementen die gevoelig zijn voor hydromorfologische wijzigingen. De waarden voor de algemene fysisch-chemische kwaliteitselementen bij het GEP zijn zodanig dat ze het bereiken van het GEP voor biologische waarden ondersteunen. Het is eveneens noodzakelijk dat de waarden voor de algemene fysisch-chemische kwaliteitselementen bij het GEP zodanig zijn dat het functioneren van het ecosysteem is gewaarborgd. Het GEP vereist tevens naleving van de milieukwaliteitsnormen die zijn bepaald voor de specifieke kwaliteitselementen voor synthetische en niet-synthetische verontreinigende stoffen conform de in bijlage V Nr aangegeven procedure Kwaliteitsklassen SVWL en KWL De kwaliteitsklassen voor de sterk veranderde en de kunstmatige waterlichamen en de interpretatie ervan worden in Tabel 22 gegeven. Tabel 22: Omschrijving van de kwaliteitsklassen van de biologische kwaliteitselementen voor kunstmatige (KWL) en sterk veranderde waterlichamen (SVWL) en voorstelling ervan op kaart. * EU-richtlijn 2000/60/EG; ** CIS HMWB & AWB (2003). indeling naar kleurcode ecologisch omschrijving kwaliteitsklassen potentieel KWL SVWL De waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen zijn zoveel mogelijk normaal voor MEP het meest vergelijkbare type oppervlaktewaterlichaam, gegeven de fysische omstandigheden die voortvloeien uit de kunstmatige of sterk veranderde kenmerken van het waterlichaam.* Er zijn lichte veranderingen in de waarden van de gelijke groene en gelijke groene en goed en hoger relevante biologische kwaliteitselementen ten opzichte lichtgrijze strepen donkergrijze strepen van de waarden bij maximaal ecologisch potentieel.* matig ontoereikend slecht Er zijn matige veranderingen in de waarden van de relevante biologische kwaliteitselementen ten opzichte van de waarden bij maximaal ecologisch potentieel. Deze waarden zijn aanzienlijk meer verstoord dan bij goede kwaliteit.* Er zijn grote wijzigingen in de MEP-waarden voor de biologische kwaliteitselementen.** Er zijn zeer grote wijzigingen in de MEP-waarden voor de biologische kwaliteitselementen (i.e. grote delen van de MEP biologische gemeenschap ontbreken)** gelijke gele en lichtgrijze strepen gelijke oranje en lichtgrijze strepen gelijke rode en lichtgrijze strepen gelijke gele en donkergrijze strepen gelijke oranje en donkergrijze strepen gelijke rode en donkergrijze strepen Probleemstelling Voor kunstmatige en sterk veranderde waterlichamen dienen voor elk waterlichaam apart het MEP en het GEP afgelijnd te worden. Het MEP voor hydromorfologie en fysisch-chemische elementen is op dit moment nog niet uitgewerkt, waardoor de bepaling van MEP en GEP voor de biologische elementen niet kan uitgewerkt worden volgens de bovenstaande procedure ( en ). Daarom werd ervoor geopteerd om een beslissingsstructuur uit te werken waarmee per waterlichaam het MEP en GEP kan worden bepaald. 48

51 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam MEP en GEP voor fytobenthos Fytobenthos wordt, in vergelijking met macrofyten, slechts in geringe mate beïnvloed door hydromorfologische wijzigingen. Indirect kan het wel sterk beïnvloed worden door de fysischchemische wijzigingen die het gevolg zijn van deze hydromorfologische wijzigingen. Zo kan bijvoorbeeld het doorzicht beïnvloed worden door opstuwing, wat effect kan hebben op de fytobenthosgemeenschap. Omdat fytobenthos voornamelijk afhankelijk is van de fysisch-chemische kwaliteit van het water, kan voor de bepaling van het MEP en GEP het meest gelijkende watertype (zie toewijzing geformuleerd in paragraaf 4.3.4) als basis worden gebruikt voor de beoordeling. De klassegrenzen komen hierbij overeen met deze onder natuurlijke omstandigheden: het MEP is de situatie die wordt bereikt onder referentieomstandigheden in een natuurlijk systeem; het GEP wordt bereikt indien slechts een geringe afwijking wordt vastgesteld. Dit wordt aangegeven door het aantal negatieve indicatoren waarbij de EQR minstens 0,6 bedraagt MEP en GEP voor macrofyten De soortensamenstelling van de macrofytenvegetatie hangt in belangrijke mate af van het fysisch milieu, waarbij zowel de water- (stroming, helderheid, ) als de oevervegetatie (inundatiegraad, bodems, ) veranderingen kunnen ondergaan. Er kunnen verschillende mogelijkheden worden aangegeven om te komen tot een MEP en GEP: 1. enkel de deelscores die van toepassing zijn worden beschouwd en bepalen de eindscore; 2. bepaling van het percentage van het waterlichaam dat natuurlijke kenmerken moet vertonen om een aantal levensgemeenschappen in stand te houden; deze deeltrajecten worden beoordeeld zoals natuurlijke waterlichamen; 3. dezelfde beoordeling als bij een natuurlijk waterlichaam wordt uitgevoerd, met als verschil dat de klassegrenzen worden verlegd; 4. een nieuw beoordelingssysteem wordt opgesteld voor SVWL of KWL. Dit is enkel te verantwoorden indien het gaat om een type dat zeer universeel is, bv. opgestuwde laaglandbeken. In dit rapport wordt een combinatie van 1 en 2 toegepast m.a.w. zowel bij het bepalen van de meetlocatie als bij de keuze van relevante deelscores wordt rekening gehouden met MEP. Verder worden zoveel mogelijk dezelfde scoresystemen met dezelfde klassegrenzen gehanteerd als bij het vergelijkbare natuurlijke type. Een voorstel voor de bepaling van het MEP en GEP voor de sterk veranderde en de kunstmatige waterlichamen voor het kwaliteitselement macrofyten wordt gegeven in Figuur 4. Voor de Grensmaas wordt er in overleg met de buurlanden een aangepaste aanpak geformuleerd voor de bepaling van het MEP en GEP. 49

52 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Bepaling MEP / GEP Stap 1: Bepaling van het meest gelijkende watertype. Stap 2: Identificatie van de hydromorfologische veranderingen aanwezig in het waterlichaam en de haalbare mitigerende maatregelen. Stap 3: Bepaal welke deelindices relevant zijn, rekening houdend met stap 2. De ingreep-effectmatrix kan als leidraad gebruikt worden. niveau waterlichaam niveau meetpunt Stap 4a: Bepaling van het MEP en GEP, rekening houdend met stap 3. Het MEP en GEP volgen de klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling; enkel de relevante indices worden in rekening gebracht. Stap 4b: Bepaling van het MEP en GEP, rekening houdend met stap 3. Het MEP en GEP volgen de klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling; enkel de relevante indices worden in rekening gebracht. Kwaliteitsbepaling Stap 5: Uitvoering van de veldopnamen, afhankelijk van de relevante indices. Stap 7: Beoordeling van het waterlichaam. Stap 6: Beoordeling van de locaties. De klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling worden gevolgd, enkel de relevante indices worden in rekening gebracht. Figuur 4: Proces voor het definiëren van het MEP en GEP voor het kwaliteitselement macrofyten in stromende wateren. In een eerste stap wordt het type bepaald van het waterlichaam. Hierbij wordt de typologie gevolgd (Tabel 1), tenzij de hydromorfologie sterk afwijkt van deze onder natuurlijke omstandigheden. Dit betekent dat er wordt overgegaan naar het meest gelijkende type indien: de gemiddelde breedte van de waterloop afwijkt van het 90 e percentiel (morfologie, Figuur 1); hier wordt het meest overeenkomstige watertype gekozen. de hydrologie sterk afwijkend is: o opstuwing over het gehele of het grootste deel van het waterlichaam; hier wordt een o groter gedimensioneerd type gekozen; debiettoename: de stroomsnelheid blijft gelijk, de waterloop is verbreed; in dit geval wordt eveneens voor een groter gedimensioneerd type gekozen; o debiettoename: de afmetingen van de waterloop blijven gelijk, de stroomsnelheid verhoogt; hier wordt een kleiner gedimensioneerd type gekozen. In een volgende stap worden voor heel het waterlichaam de aanwezige hydromorfologische veranderingen geïdentificeerd. Dit zijn de ingrepen die worden samengevat in de linkerkolom van de ingreep-effecttabel (tabel 41 in bijlage 2). Hierbij werd getracht de hydromorfologische veranderingen an te geven die worden veroorzaakt door de gespecificeerde gebruiksfuncties. Wanneer er bijvoorbeeld aanpassingen t.b.v. scheepvaart gebeurd zijn, kan het profiel van de waterloop rechthoekig zijn, de oevers kunnen verstevigd en ondoorgroeibaar zijn en diepte te groot zijn voor 50

53 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam begroeiing met wortelende macrofyten. Bovendien heeft de gebruiksfunctie een nadelige invloed op het doorzicht en de stabiliteit van de onderwaterbodem. Een combinatie van verschillende hydromorfologische veranderingen ten gevolge van de gespecificeerde gebruiksfuncties is aldus mogelijk. Ook de mitigerende maatregelen dienen gekend te zijn voor het hele waterlichaam en moeten in rekening gebracht worden bij de bepaling van het MEP. Bij bovenstaand voorbeeld kan worden besloten om als mitigerende maatregel op bepaalde trajecten de oevers natuurvriendelijk in te richten. Dit dient mee opgenomen te worden in de bepaling van MEP en GEP. Bij stap 3 worden de relevante deelindices van het kwaliteitselement macrofyten bepaald. Deze relevante deelindices worden bepaald met behulp van de ingreep-effectmatrix (tabel 41 in bijlage 2). Hierbij dient erop gewezen te worden dat dit slechts een leidraad is, die mogelijk in een aantal situaties aangepast moet worden. In bepaalde situaties kan een oever- of watervegetatie zich immers niet ontwikkelen omwille van hydromorfologische omstandigheden; het is dan aangewezen om daarmee rekening te houden bij de bepaling van het MEP en GEP en bij de beoordeling. Het MEP en GEP op het niveau van het waterlichaam (stap 4a) bestaat uit een combinatie van de relevante deelindices (stap 3). Het MEP en GEP volgen de klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling (Tabel 23); het verschil met de beoordeling van natuurlijke waterlichamen bestaat erin dat enkel de relevante indices in rekening worden gebracht. Tabel 23: Klassegrenzen van EQR voor natuurlijke (NWL), sterk veranderde (SVWL) en kunstmatige waterlichamen (KWL). EQR NWL SVWL en KWL referentiecondities maximaal ecologisch potentieel 0,8-1 zeer goede ecologische toestand goed ecologisch potentieel 0,6 - < 0,8 goede ecologische toestand 0,4 - < 0,6 matige ecologische toestand matig ecologisch potentieel 0,2 < 0,4 ontoereikende ecologische toestand ontoereikend ecologisch potentieel 0 < 0,2 slechte ecologische toestand slecht ecologisch potentieel Op het niveau van het meetpunt worden eveneens het MEP en GEP bepaald (stap 4b), rekening houdend met stap 3. Ook hier worden de klassegrenzen gebruikt uit Tabel 23. Het MEP en GEP volgen de klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling; enkel de relevante indices worden in rekening gebracht. In stap 5 en stap 6 wordt de kwaliteitsbeoordeling van een locatie en een waterlichaam uitgewerkt. Voordat een opname wordt uitgevoerd, wordt binnen een bepaald bereik t.o.v. het random gekozen meetpunt (zie hoofdstuk 5) de locatie gezocht die de meeste potenties heeft tot ontwikkeling van seminatuurlijke vegetatie. Deze meetplaats dient gezocht te worden in een bereik van: voor waterlichamen groter dan 50 km² SGO (Vlaamse waterlichamen): 1 km stroomop- en stroomafwaarts; voor waterlichamen kleiner dan 50 km² SGO (lokale waterlichamen): 500 m stroomop- en stroomafwaarts. Het is de bedoeling om het ecologisch potentieel van een waterlichaam te beoordelen; er mag dus de voorkeur gegeven worden aan de locaties die qua hydromorfologische elementen de meeste mogelijkheden bieden tot ontwikkeling van vegetatie (rekening houdend met het hierboven opgegeven bereik). De locaties die een zeer goed ontwikkelde water- en oevervegetatie bevatten mogen niet zomaar gelijk gesteld worden aan de locaties die het meeste potentieel hebben tot ontwikkeling van vegetatie. Dit omdat men aldus geen reëel beeld krijgt van het kwaliteit van het waterlichaam. Wanneer anderzijds voor de SVWL de locaties met de minste potenties worden uitgekozen, kan er meestal op basis van macrofyten geen uitspraak gedaan worden over de ecologische kwaliteit. De volgorde waarbij locaties worden aangeduid als een geschikt meetpunt wordt, in afnemende graad van prioriteit, aangegeven door: 1. mogelijkheid tot ontwikkeling van watervegetatie; 2. mogelijkheid tot ontwikkeling van oevervegetatie; a. natuurlijke oever; b. natuurvriendelijke oever; c. doorgroeibare oeverconstructies; 51

54 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam 3. geen hinderlijke constructies aanwezig; 4. geen andere afwijkingen in de hydromorfologie aanwezig. Wanneer het meetpunt is geselecteerd, kan vervolgens de vegetatie-opname worden uitgevoerd. Hierbij kunnen, afhankelijk van de aanwezige hydromorfologische veranderingen en rekening houdend met de mitigerende maatregelen, hetzij oevervegetatie dan wel watervegetatie eventueel verwaardoosd worden. Het is echter zinvol om de aanwezigheid van een niet te beoordelen vegetatie te noteren. Voor de beoordeling van de locaties (stap 6) worden de klassegrenzen gehanteerd die gegeven zijn in Tabel 23. Het verschil met de beoordeling van de natuurlijke waterlichamen bestaat erin dat enkel de relevante indices (die rekening houden met de mitigerende maatregelen) in rekening worden gebracht. Voor de beoordeling van de waterlichamen (stap 7) worden de resultaten van de locaties uit de voorgaande stap gebruikt. Een mogelijkheid is om de mediaan of de minimumwaarde als beoordeling van het waterlichaam te laten gelden voor dit kwaliteitselement Enkele voorbeelden In het hiernavolgende worden enkele voorbeelden uitgewerkt die de hierboven geformuleerde procedure illustreren. Eerst worden enkele theoretische voorbeelden uitgewerkt; vervolgens worden enkele voorbeelden uit de praktijk uitgewerkt Theoretische voorbeelden Aan de hand van enkele theoretische voorbeelden wordt aangegeven welke deelindices van belang zijn en hoe de vegetatieopname dient uitgevoerd te worden om een beoordeling toe te laten. Bij de hiernavolgende voorbeelden wordt er vanuit gegaan dat de locaties met de meest gunstige mogelijkheden tot vegetatieontwikkeling reeds geselecteerd zijn. Het eerste voorbeeld is gedetailleerd; voor de volgende voorbeelden wordt stap 1 t.e.m. stap 4 niet verder uitgewerkt. Voorbeeld 1 situatie stap 1 type stap 2 veranderingen & maatregelen stap 3 deelindices stap 4 MEP en GEP stap 5 vegetatieopname stap 6 beoordeling Voorbeeld 2 situatie stap 5 vegetatieopname stap 6 beoordeling Op de locatie is de oever verstevigd en ondoorgroeibaar, maar de bedding kan wel begroeid worden door waterplanten. We veronderstellen dat hier de mogelijke mitigerende maatregelen wegens gegronde redenen niet kunnen uitgevoerd worden. Bepaal het overeenkomstige waterlooptype. Hydromorfologische veranderingen: de oever is verstevigd en ondoorgroeibaar; de bedding is ondoorgroeibaar. Mitigerende maatregelen: geen. Afgeleid uit de ingreep-effecttabel zijn TS w, V w, GV en VO de relevante deelindices voor de beoordeling. Bepaling van het MEP en GEP, rekening houdend met stap 3. Het MEP en GEP volgen de klassegrenzen van de natuurlijke beoordeling; enkel de relevante indices worden in rekening gebracht. Er wordt geen vegetatieopname gemaakt van de oeverplanten; enkel de watervegetatie wordt genoteerd. De deelindices TS o en V o worden niet bepaald en beoordeeld; hierover kan geen uitspraak worden gedaan. De oever bestaat uit een doorgroeibaar substraat (bv. mutategels), maar de bedding van de waterloop is op deze locatie verstevigd. We veronderstellen dat hier de mogelijke mitigerende maatregelen wegens gegronde redenen niet kunnen uitgevoerd worden. Er wordt geen vegetatieopname gemaakt van de watervegetatie; enkel de oevervegetatie wordt genoteerd. De deelindices TS w, V w, GV en VO worden niet bepaald en beoordeeld; hierover kan geen uitspraak worden gedaan. De beoordeling is gebaseerd op TS o en V o. 52

55 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Voorbeeld 3 situatie stap 5 vegetatieopname stap 6 beoordeling Voorbeeld 4 situatie stap 5 vegetatieopname stap 6 beoordeling De oever bestaat uit betonkopbalken; ook in het water staan vertikale betonnen constructies. Aan de oeverrand is het water te diep voor een mogelijke macrofytenbegroeiing. We veronderstellen dat hier de mogelijke mitigerende maatregelen wegens gegronde redenen niet kunnen uitgevoerd worden. Een beoordeling op basis van macrofyten is niet zinvol, aangezien er door de morfologische beperkingen geen oever- of watervegetatie wordt verwacht. Er wordt geen vegetatieopname gemaakt. Op basis van macrofyten kan geen uitspraak worden gedaan over het ecologisch potentieel. Er is een ondoorgroeibare oeververdediging aanwezig. Mitigerende maatregelen worden haalbaar geacht en voorzien de aanleg van een natuurvriendelijke oever. Er wordt een vegetatieopname gemaakt van zowel de oever- als de watervegetatie. Alle deelindices worden in beschouwing genomen bij de beoordeling van het kwaliteitselement macrofyten Gevalstudie: de IJzer Studiegebied De IJzer is ingedeeld in drie waterlichamen (Figuur 5). Omdat IJzer I een natuurlijk waterlichaam is, worden voor deze voorbeeldstudie enkel de overige twee waterlichamen behandeld. IJZER III OWL 101 of VL05_9 SVWL studiegebied IJZER II OWL 245 of VL05_8 SVWL IJZER I OWL 103 of VL05_7 Niet-SVWL Figuur 5: De IJzer omvat drie Vlaamse waterlichamen uit de categorie rivieren. Voor de uitwerking is gebruik gemaakt van de gegevens die werden verzameld in het kader van het project Evaluatie van NTMB-projecten langs de IJzer Monitoring IJzeroevers (De Rycke & Verelst, in voorbereiding). Stap 1: bepaling van het meest gelijkende type Op basis van het stroomgebiedoppervlak behoren IJzer II en IJzer III tot het type grote rivier. Op basis van waarnemingen (Schneiders et al. 1995; Leyssen et al. 2005) en breedtebepalingen op basis van orthofoto s worden deze twee waterlichamen terecht beschouwd als grote rivier (Tabel 24). 53

56 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Tabel 24: Gemiddelde breedte van IJzer II en IJzer III (het aantal breedtebepalingen wordt tussen haken weergegeven). Gebruik makend van Figuur 1 en Tabel 14 wordt het overeenkomstige type gegeven. IJZER II IJZER III breedte (m) type breedte (m) type Schneiders et al. (1995) 25,7 (1) grote rivier 36,5 (2) grote rivier Leyssen et al. (2005) 20 (1) grote rivier - - orthofoto s 32 (11) grote rivier 35 (22) grote rivier Stap 2: identificeren van hydromorfologische veranderingen en mitigerende maatregelen In 2005 werden door De Rycke & Verelst (in voorbereiding) de verschillende oeververdedigingen opgetekend voor de hele IJzer. Deze oeververdedigingen en oeverstructuren kunnen vertaald worden naar de componenten van de ingreep-effectmatrix (tabel 41 in bijlage 2); deze kruistabel wordt in Tabel 25 gegeven. Tabel 25: Kruistabel van oeververdediging en oeverstructuren (De Rycke & Verelst, in voorbereiding) en de hydromorfologische veranderingen die in de ingreep-effectmatrix vermeld worden (tabel 41 in bijlage 2). oever normalisatie (helling oever) oeververdediging betonkopbalk verticale betonpalen rechte hoek (onnatuurlijk) x x asfaltmastiek betonpuin stortsteen en asfaltmastiek betonblokken metaal platen/schanskorven schanskorven rechte hoek (natuurlijk) x x Steil (± 45 ) x x x x x x x x x x x x x x x x x natuurlijk glooiend x x x niet doorgroeibaar x x x x x x waterdeel niet doorgroeibaar oeverdeel niet doorgroeibaar stalen damplanken x x x doorgroeibaar x x x x x x x x afwezig x x x vooroever mutategels plat mutategels steil metselwerk betonpalen onder water enkele palenrij dubbele palenrij dwarsplanken vooroever x vooroever en mutategels rietoever tussentype steiloever bodem verdieping (begroeibaar door MF) verdieping (te diep voor MF) x x x x x x x x x Ter illustratie van de oeververdediging langsheen de IJzer wordt in Figuur 6 een detail gegeven van de geïnventariseerde oevers. 54

57 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Figuur 6: Illustratie van de oeververdediging van waterlichaam IJzer III (De Rycke & Verelst, in voorbereiding). Er is nog geen duidelijkheid is over de mitigerende maatregelen die genomen zullen worden. Daarom worden twee hypothetische, extreme, doelstellingen behandeld; een eerste streefdoel ( streefdoel natuurlijk ) omvat het realiseren van natuurlijke oevers over heel de lengte van het waterlichaam. Het andere uiterste is dat de hydromorfologische situatie blijft zoals ze is, omdat mitigerende maatregelen niet haalbaar geacht worden ( streefdoel huidig ). Er dient opgemerkt te worden dat de natuurlijke oevers worden ingedeeld in drie categorieën: rietoevers, steiloevers en een oevertype dat een combinatie is van de vorige twee (tussentype). Deze natuurlijke oevertypen zijn nog niet volledig gedigitaliseerd (op het niveau van het waterlichaam). Voor de locaties waar vegetatieopnamen zijn uitgevoerd wordt dit onderscheid wel aangegeven (zie verder). Stap 3: relevante indices Wanneer het streefdoel de volledig natuurlijke situatie is, zijn alle deelindices relevant voor de beoordeling. Wanneer alle mitigerende maatregelen niet haalbaar blijken te zijn ( streefdoel huidig ), worden enkele deelindices niet opgenomen in de eindbeoordeling (Tabel 26). De index vegetatieontwikkeling wordt in grote rivier sowieso niet in rekening gebracht, aangezien bij deze rivieren verwachtingen in verband met de vegetatieontwikkeling moeilijk te preciseren zijn door het geringe doorzicht en de beddingdynamiek (Leyssen et al. 2005). 55

58 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Tabel 26: Deelindices die niet worden opgenomen in de macrofytenbeoordeling, uitgaande van het streefdoel huidig. Met o: oevervegetatie (dus TS o en V o ); w: watervegetatie (dus TS w en V w ) en GV: index groeivormen. Onderaan is als samenvatting aangeduid wat opgenomen dient te worden (groen) en wat niet dient opgenomen te worden (rood). betonkopbalk verticale betonpalen deelindex NIET opgenomen in beoordeling rechte hoek (onnat.) o o oever bodem normali-satie oever-verdediging asfaltmastiek betonpuin stortsteen en asfaltmastiek betonblokken metaal platen/ schanskorven schanskorven rechte hoek (nat.) o o steil (± 45 ) natuurlijk glooiend niet doorgroeibaar waterdeel niet doorgroeibaar oeverdeel niet doorgroeibaar o, GV o, GV o, GV o, GV o, GV o, GV stalen damplanken GV GV GV doorgroeibaar afwezig vooroever - verdieping (begroeibaar) verdieping (niet begroeib.) Wat NIET/WEL opnemen w, GV w, GV w, GV w, GV w, GV w, GV w, GV w, GV w, GV mutategels plat mutategels steil o o o o o o o o o o o o o o o o o o o o o w w w w w w w w w w w w w w w w w w w w w GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV GV metselwerk betonpalen onder water enkele palenrij dubbele palenrij houten dwarsplanken vooroever vooroever en mutategels rietoever tussentype steiloever Hierbij wordt opgemerkt dat voor de natuurlijke steiloevers de oeverbegroeiing niet wordt opgenomen in de beoordeling. De vegetatie die aanwezig is op de steiloevers valt immers buiten het bereik van de hier gehanteerde nauwe definitie van oevervegetatie; de bovenbegrenzing van de oeverzone is het niveau dat bereikt wordt bij normale maximale waterstand. Stap 4: Bepaling MEP en GEP Stap 4a: Niveau waterlichaam Op basis van de gegevens die in de vorige stap verzameld zijn, kan het MEP en GEP opgesteld worden voor het waterlichaam. Deze zijn echter eveneens afhankelijk van de mitigerende maatregelen; vermits deze niet gekend zijn, worden de twee extreme doelstellingen als voorbeeld aangehaald (zie stap 2). Wanneer een volledig natuurlijke situatie wordt nagestreefd, dient het waterlichaam zoals een natuurlijk waterlichaam te worden beoordeeld. Het MEP komt in deze situatie overeen met de referentiecondities (hoofdstuk 2). Het GEP wordt bereikt wanneer alle deelscores groter zijn dan, of gelijk zijn aan, 0,6 (dit is de grens tussen matig-goed bij de natuurlijke waterlichamen, Tabel 23). Wanneer anderzijds de mitigerende maatregelen niet haalbaar zijn, wordt via Tabel 26 of stap 3 duidelijk welke indices van belang zijn. Afhankelijk van de aanwezige oeverstructuren in de waterloop wordt het MEP en GEP aangepast door enkele deelindices niet in rekening te brengen. De klassegrenzen komen overeen met deze voor de natuurlijke waterlichamen (Tabel 23). Doordat voor de hele IJzer de oeverstructuren werden opgetekend, is het mogelijk om hieruit de relevante deelindices voor de beoordeling af te leiden (Figuur 7). Hieruit blijkt dat voor een aanzienlijk deel een beoordeling op basis van macrofyten niet mogelijk is. 56

59 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Figuur 7: Illustratie van indices die relevant zijn voor de beoordeling, indien de mitigerende maatregelen niet haalbaar zijn ( streefdoel huidig ). Voor trajecten in het rood is een beoordeling op basis van macrofyten niet mogelijk; voor trajecten in het blauw, dienen alle deelindices opgenomen te worden; bij de delen, aangeduid in het groen (slechts enkele), wordt enkel van de oevers een vegetatieopname gemaakt. In Figuur 7 worden de natuurlijke oevers en de steiloevers niet onderscheiden; deze laatste werden nl. nog niet volledig gedigitaliseerd. Eigenlijk zou aan de natuurlijke steiloevers enkel de watervegetatie opgenomen moeten worden, voorlopig worden ze gevoegd bij de groep van de rietoevers en het tussentype, waar alle deelindices worden opgenomen. Stap 4b: Niveau meetpunt Op basis van de gegevens die in stap 3 werden verzameld kan het MEP en GEP opgesteld worden voor het meetpunt. Dit komt overeen met de in stap 4a aangegeven doelstellingen voor het betreffende meetpunt. Stap 5: Uitvoering veldopname In 2005 werden door De Rycke & Verelst (rapport in voorbereiding) vegetatieopnamen uitgevoerd, met als doel de NTMB-herstelmaatregelen te evalueren. Deze opnamen worden hier gebruikt om de index voor macrofyten toe te passen. Aangezien het doel van dit onderzoek anders is van de opname voor de KRW, zijn ook de vegetatieopnamen verschillend uitgevoerd. In functie van de aanwezige oeverstructuren zijn de opnamen meestal per drie gegroepeerd voor een bepaalde oeverstructuur. Enkele verschilpunten in opnamemethode worden opgesomd in Tabel 27. Tabel 27: Verschillen in opnamemethode tussen de NTMB-evaluatie voor de IJzer (De Rycke & Verelst, in voorbereiding) en de KRW-methode. component De Rycke & Verelst (in voorbereiding) KRW-methode (Schneiders et al. 2004, Leyssen et al. 2005) lengte 25 m 100 m breedte van de opname 1 m afhankelijk van de breedte van de waterloop talud - onderverdeling opname waterlijn (vanaf de oeverlijn wordt de vegetatie tot 0,5 m in het water en tot oever 0,5 m op de oever genoteerd) water water (enkel bij de vooroevers) oevers opname van één oever opname van beide oevers 57

60 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam opnameschaal 9-deling 7-delig bedekking per opnameonderdeel; dus bij waterlijn : zowel oever en water tezamen genoteerd (zoals gedefinieerd bij KRW) per opnameonderdeel Om ondanks deze verschillen de vegetatiegegevens te gebruiken voor een KRW-beoordeling, zijn de drie opnamen die in eenzelfde oeverstructuur kort bij elkaar gelegen waren samengevoegd (illustratie in Figuur 8). Opnamen die hierin niet pasten werden buiten beschouwing gelaten. Bij het samenvoegen van de 3 opnamen werden enkel de gegevens voor de waterlijn gebruikt. Er kon hierbij weliswaar geen onderscheid gemaakt worden tussen oever- en watervegetatie, dus werden de deelindices typespecificiteit en verstoring van oever en water samen behandeld. Vervolgens is de 9- delige opnameschaal omgezet in de 7-delinge opnameschaal. enkele palenrij betonkopbalk houten dwarsplanken houten dwarsplanken Figuur 8: Voorbeeld van het groeperen van opnamen om tot een KRW-beoordeling te komen. Stap 6: Beoordeling van de locaties Voor de gegroepeerde locaties (zie hierboven) werden de verschillende deelinices berekend. Hierbij was het niet mogelijk een onderscheid te maken tussen TS o en TS w en tussen V o en V w. Het resultaat is in Tabel 28 (voor IJzer II) en Tabel 29 (voor IJzer III) weergegeven voor beide extreme streefdoelen: EQR streefdoel natuurlijk en EQR streefdoel huidig (zie stap 2). Tabel 28: Kwaliteitsbeoordeling van het waterlichaam IJzer II. Voor EQR streefdoel huidig is aangegeven welke deelindices niet opgenomen dienen te worden. Met o: oevervegetatie (dus TS o en V o ); w: watervegetatie (dus TS w en V w ); TS: index typespecificiteit; V: index verstoring; GV: index groeivormen. * geeft aan dat een beoordeling op basis van macrofyten niet mogelijk is. oervertype welke deelindex niet opnemen? TS V GV EQR streefdoel natuurlijk EQR streefdoel huidig betonpalen o, w, GV 1 0,50 0,1 0,1 * betonpalen o, w, GV 1 0,67 0,1 0,1 * riet - 1 0,88 0,2 0,2 0,2 steiloever o 1 0,95 0,2 0,2 0,2 tussen - 1 0,92 0,2 0,2 0,2 tussen, riet - 1 0,93 0,2 0,2 0,2 tussen, riet - 1 0,89 0,2 0,2 0,2 58

61 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam tussen, riet - 1 0,94 0,2 0,2 0,2 vooroever - 0,98 0,96 0,2 0,2 0,2 vooroever - 0,98 0,96 0,2 0,2 0,2 vooroever - 0,94 0,91 0,2 0,2 0,2 Tabel 29: Kwaliteitsbeoordeling van het waterlichaam IJzer III. Voor EQR streefdoel huidig is aangegeven welke deelindices niet opgenomen dienen te worden. Met o: oevervegetatie (dus TS o en V o ); w: watervegetatie (dus TS w en V w ); TS: index typespecificiteit; V: index verstoring; GV: index groeivormen. * geeft aan dat een beoordeling op basis van macrofyten niet mogelijk is. oervertype welke deelindex niet opnemen? TS V GV EQR streefdoel natuurlijk EQR streefdoel huidige situatie betonkop o, w, GV 1 1,00 0,1 0,1 * betonkop o, w, GV * betonkop o, w, GV * betonpalen o, w, GV * betonpalen o, w, GV 1 0,75 0,2 0,2 * betonpalen o, w, GV 1 0,78 0,2 0,2 * enkel - 1 0,86 0,3 0,3 0,3 enkel - 1 0,91 0,2 0,2 0,2 enkel - 1 0,90 0,2 0,2 0,2 hout - 1 0,95 0,2 0,2 0,2 hout ,94 0,2 0,2 0,2 hout 03-0,98 0,95 0,2 0,2 0,2 muta plat - 1 1,00 0,2 0,2 0,2 muta plat - 1 0,71 0,2 0,2 0,2 muta plat - 1 0,79 0,2 0,2 0,2 muta steil - 1 1,00 0,2 0,2 0,2 muta steil - 1 1,00 0,1 0,1 0,1 riet - 1 0,84 0,2 0,2 0,2 riet, tussen - 1 0,87 0,2 0,2 0,2 riet, tussen - 1 0,82 0,2 0,2 0,2 tussen - 0,97 0,94 0,2 0,2 0,2 steil o 1 1,00 0,2 0,2 0,2 Bij de natuurlijke steiloevers dienen de oevers niet in rekening te worden gebracht. Wegens de opnamemethode is het niet mogelijk om een onderscheid te maken tussen de oever- en watervegetatie; hier kan dus geen deelindex worden uitgesloten. Deze oefening toont aan dat vegetatie vooral structureel te kort schiet wat zowel aan de fysische kenmerk van het waterlichaam als de waterkwaliteit te wijten is; bij ontstentenis van vegetatie kan deze uiteraard geen duidelijke aanwijzing omtrent de vervuilingsgraad aangeven. Stap 7: Beoordeling van het waterlichaam Voor deze waterlichamen lijkt de mediaan een representatieve weergave te zijn van de ecologische kwaliteit wat het kwaliteitselement macrofyten betreft. Het bereik van de verschillende waarden is daarbij een zinvolle aanvulling. Andere mogelijkheden (Tabel 30) van weergave zijn minimum waarden en het gemiddelde. voor de twee waterlichamen worden getoond in Tabel 30. Tabel 30: Mediaan, gemiddelde, minimumwaarden en bereik van de resultaten van de twee waterlichamen uitgaande van de verschillende streefdoelen. IJzer II IJzer III streefdoel natuurlijk streefdoel huidig streefdoel natuurlijk streefdoel huidig mediaan 0,2 0,2 0,2 0,2 gemiddelde 0,18 0,2 0,17 0,2 minimum 0,1 0,2 0 0,1 bereik 0,1-0,2 0,2 0-0,3 0,1-0,3 59

62 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Gevalstudie: de MFII-locaties Studiegebied Als tweede voorbeeld voor de bepaling van MEP en GEP worden 20 locaties die werden bemonsterd als potentiële interkalibratielocaties (Leyssen et al. 2005) beschouwd. De meeste van deze locaties zijn gelegen in sterk veranderde of kunstmatige waterlichamen (Tabel 31). Tabel 31: Aanduiding van het waterlichaamtype voor de MFII-locaties (NWL: natuurlijk waterlichaam, SVWL: sterk veranderd waterlichaam, KWL: kunstmatig waterlichaam). Wanneer de officiële toekenning nog niet gebeurd is, werd een meest passende optie tussen haakjes aangegeven. code locatie WL code locatie WL WB1 Warmbeek 1 SVWL BB Bosbeek SVWL WB2 Warmbeek 2 (SVWL) YS1 IJsse 1 (SVWL) VB Verrebeek (SVWL) YS2 IJsse 2 SVWL TB Terkleppebeek (NWL) LA Laan NWL BS1 Burggravenstroom 1 KWL GN1 Grote Nete 1 SVWL BS2 Burggravenstroom 2 (KWL) GN2 Grote Nete 2 SVWL KN1 Kleine Nete 1 SVWL YZ1 IJzer 1 NWL KN2 Kleine Nete 2 (SVWL) YZ2 IJzer 2 SVWL BE Berwijn SVWL GM1 Grensmaas 1 SVWL VE Veurs (SVWL) GM2 Grensmaas 2 SVWL Stap 1: bepaling van het meest gelijkende type Voor de bepaling van het meest gelijkende type worden de natuurlijke typen gebruikt die door Leyssen et al. (2005) zijn aangegeven. Stap 2: identificeren van hydromorfologische veranderingen en mitigerende maatregelen De hydromorfologische veranderingen op de locaties worden in Tabel 32 gegeven. Aangezien er nog geen duidelijkheid is over de mitigerende maatregelen die er zullen genomen worden, kan hiermee geen rekening worden gehouden. Daarom worden twee hypothetische extreme doelstellingen behandeld; een eerste streefdoel ( streefdoel natuurlijk ) omvat het streven naar een natuurlijke oever. Het andere uiterste is dat de hydromorfologische situatie blijft zoals ze is, omdat mitigerende maatregelen niet haalbaar blijken te zijn ( streefdoel huidig ). Tabel 32: Hydromorfologische veranderingen per MFII-locatie. WB1 WB2 VB TB BS1 BS2 kanalisatie x x x x x x normalisatie (helling) en profiel KN1 rechte (onnat.) x x x rechte (nat.) KN2 steil (± 45 ) x x x x x x x x x x x x x x x x natuurlijk x x x x verbreding niet doorgroeib. x x x x x x x x x oeverdeel nt doorgroeib. BE VE BB YS1 x YS2 LA GN1 GN2 YZ1 x YZ2 GM1 GM2 oever oeververdediging waterdeel nt doorgroeib. doorgroeibaar x x x x x x x afwezig x x x x x x x x x x x x x x x vooroever 60

63 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam verdieping (begroeibaar) x x x verdieping (onbegroeib.) bodem van nature te diep vr MF x x van nature niet te diep vr MF x x x Hierbij dient opgemerkt te worden dat de beste locaties werden gekozen om een vegetatieopname uit te voeren. Hierdoor zijn er ook weinig drastische hydromorfologische veranderingen aanwezig. Stap 3: relevante indices Wanneer het streefdoel de volledig natuurlijke situatie is, blijven alle deelindices van belang voor de beoordeling. Wanneer het streefdoel huidig wordt beschouwd, worden enkele deelindices niet opgenomen in de eindbeoordeling. Gebruik makend van Tabel 32 is een kruistabel gemaakt met de gegevens uit stap 2 (Tabel 32), kan een kruistabel gemaakt worden met welke deelindices (Tabel 33). De index vegetatieontwikkeling wordt in de rivieren sowieso niet in rekening gebracht, aangezien bij rivieren het geringe doorzicht en de beddingdynamiek verwachtingen in verband met de vegetatieontwikkeling moeilijk maken. (Leyssen et al. 2005). Tabel 33: Aanduiding welke deelindices wel (+) of niet ( ) worden opgenomen in de eindscore. Met TS o : index typespecificiteit van de oevervegetatie; TS w : index typespecificiteit van de watervegetatie; V o : index verstoring van de oevervegetatie; V w : index verstoring van de watervegetatie; GV: index groeivormen; VO: index voor vegetatieontwikkeling. locatie TS o TS w V o V w GV VO WB WB VB TB BS BS KN KN BE VE BB YS YS LA GN GN YZ YZ GM GM Stap 4: Bepaling MEP en GEP Stap 4a: Niveau waterlichaam Een bepaling van MEP en GEP op niveau van het waterlichaam is in deze oefening niet mogelijk, aangezien de hydromorfologische wijzigingen op deze schaal niet gekend zijn. Stap 4b: Niveau meetpunt Aan de hand van Tabel 33 werden verzameld kan het MEP en GEP opgesteld worden voor de meetpunten. Deze zijn echter eveneens afhankelijk van de mitigerende maatregelen; aangezien deze niet gekend zijn, worden de twee extreme doelstellingen gebruikt (zie stap 2). Wanneer een volledig natuurlijke situatie wordt nagestreefd ( streefdoel natuurlijk ), dient het meetpunt als een meetpunt in een natuurlijk waterlichaam te worden beoordeeld. Het MEP komt in deze situatie overeen met de referentiecondities, zoals geformuleerd in hoofdstuk 2. Het GEP wordt bereikt wanneer alle deelscores groter zijn dan of gelijk zijn aan 0,6 (Tabel 23). Wanneer anderzijds de mitigerende maatregelen niet haalbaar zijn ( streefdoel huidig ), wordt via Tabel 33 duidelijk welke indices van belang zijn. Afhankelijk van de aanwezige oeverstructuren ter hoogte van de opnamelocatie wordt het MEP en GEP aangepast door enkele deelindices niet in rekening te brengen. De klassegrenzen komen wel overeen met deze van de natuurlijke waterlichamen (Tabel 23). 61

64 Hoofdstuk 4: Referenties en doelstellingen per waterlichaam Stap 5: Uitvoering opname De opnamegegevens van 2004 zijn gebruikt om een beoordeling van SVWL en KWL toe te passen. Stap 6: Beoordeling van de locaties Voor de locaties werden de verschillende deelindices berekend (Leyssen et al. 2005). Dit resultaat wordt in Tabel 34 getoond. Beide extreme streefdoelen worden hierbij gegeven: EQR streefdoel natuurlijk en EQR streefdoel huidig (zie stap 2). Tabel 34: Kwaliteitsbeoordeling van de MFII-locaties (NWL: natuurlijk waterlichaam, SVWL: sterk veranderd waterlichaam, KWL: kunstmatig waterlichaam). Voor EQR streefdoel huidig wordt in de derde kolom aangeduid welke deelindices niet worden opgenomen in de eindbeoordeling. Met TS o : index typespecificiteit van de oevervegetatie; TS w : index typespecificiteit van de watervegetatie; V o : index verstoring van de oevervegetatie; V w : index verstoring van de watervegetatie; GV: index groeivormen; VO: index voor vegetatieontwikkeling. Twee eindscores worden gegeven (zie tekst). locatie WL wat NIET beoordelen TS o TS w V o V w GV VO EQR streefdoel natuurlijk EQR streefdoel huidig WB1 SVWL - 0,93 0,97 0,71 0,67 0,60 0,80 0,60 0,60 WB2 (SVWL) - 0,92 0,96 0,67 0,82 0,50 0,85 0,50 0,50 VB (SVWL) o 1,00 1,00 0,45 1,00 0,20 0,10 0,10 0,10 TB (NWL) - 0,99-0,68-0,10 0,00 0,00 0,00 BS1 KWL - 1,00 0,76 0,80 0,50 0,84 0,75 0,50 0,50 BS2 (KWL) - 0,98 0,77 0,56 0,45 0,50 0,80 0,45 0,45 KN1 SVWL - 1,00 0,77 0,80 0,63 0,93 1,00 0,63 0,63 KN2 (SVWL) - 0,99 0,83 0,41 0,80 0,80 0,80 0,41 0,41 BE SVWL - 0,96 0,88 0,71 0,88 0,70 0,70 0,70 0,70 VE (SVWL) - 1,00 0,72 0,83 0,72 0,20 0,55 0,20 0,20 BB SVWL - 0,78 0,56 0,68 0,59 0,60 0,90 0,56 0,56 YS1 (SVWL) - 1,00 0,83 0,73 0,67 0,40 0,45 0,40 0,40 YS2 SVWL o, GV 1,00 0,85 0,36 0,18 0,50 0,90 0,18 0,18 LA NWL - 1,00 0,75 0,54 0,24 0,84 1,00 0,24 0,24 GN1 SVWL - 0,98 0,83 0,72 0,62 0,80 1,00 0,62 0,62 GN2 SVWL - 0,99 0,91 0,64 0,59 0,80 1,00 0,59 0,59 YZ1 NWL o 0,93 0,94 0,78 0,91 0,40-0,40 0,40 YZ2 SVWL - 0,96 0,94 0,82 1,00 0,30-0,30 0,30 GM1 SVWL - 0,94 1,00 0,88 1,00 0,60-0,60 0,60 GM2 SVWL - 1,00 0,96 0,98 1,00 0,60-0,60 0,60 Doordat de beste locaties werden geïnventariseerd zijn er slechts weinig elementen die niet beoordeeld dienen te worden. De EQR voor de twee streefdoelen blijken daardoor niet van elkaar te verschillen. Stap 7: Beoordeling van het waterlichaam Het is op basis van één kwaliteitsoordeel niet mogelijk om een uitspraak te doen over de kwaliteit van een waterlichaam. 62

65 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos 5.1 Inleiding Momenteel is de monitoring van de kwaliteit van stromende wateren in Vlaanderen voornamelijk gericht op een beperkt scala van fysisch-chemische variabelen, macro-invertebraten- en de vispopulaties. Er gebeurt nog geen systematische en representatieve gegevensverzameling van macrofyten- en fytobenthos in Vlaamse waterlopen. In het hiernavolgende wordt in overeenstemming met de KRW-voorschriften een eerste aanzet gegeven tot de opzet van een macrofyten- en fytobenthosmeetnet. Hierbij dient opgemerkt te worden dat de voorgestelde meetplaatsen, eens de monitoring van start is gegaan, dienen te worden geëvalueerd. Dit kan toelaten om enkele waterlichamen die qua type en toestand gelijkaardig zijn te clusteren en heterogene waterlichamen intensiever te bemonsteren. Aangezien de kennis van de verschillen of overeenkomsten in toestand en soortensamenstelling voor de verschillende waterlichamen nog niet beschikbaar is, is het op dit moment nog niet mogelijk om verschillende waterlichamen te clusteren. In dit monitoringsvoorstel wordt voor macrofyten en fytobenthos uitgegaan van één meetnet, waarbij op elke voorgestelde meetplaats zowel macrofyten als fytobenthos worden bemonsterd. Hierbij wordt voornamelijk gefocust op de macrofytenmeetpunten omdat hiervoor meer randvoorwaarden dienen te worden gerespecteerd. Vooraleer het meetnetvoorstel te formuleren wordt eerst het concept van monitoring toegelicht (5.2). Vervolgens wordt de lopende oppervlaktewatermonitoring beschreven (5.3). Tenslotte wordt de monitoring voor de KRW beschreven (5.4). Hierbij wordt een meetnetvoorstel voor macrofyten en fytobenthos in stromende wateren (5.4.3) aangegeven. Er wordt een onderscheid gemaakt tussen een globaal meetnet ( ), een meetnet voor instandhoudingsdoelstelilngen ( ) en een meetnet eutrofiëring ( ). Daarnaast wordt een strategie voor de monitoring van macrofyten in overgangswateren voorgesteld (5.4.4). 5.2 Monitoring Vooraleer er een meetnet uitgewerkt kan worden, dient eerst het begrip monitoring nader toegelicht te worden (5.2.1). Vervolgens worden strategieën en criteria aangegeven die bruikbaar zijn bij het opstellen van een meetnet (5.2.2), om tenslotte te komen tot enkele goede voorbeelden van monitoring in Vlaanderen (5.2.3) Wat is monitoring? Vooraleer de selectie van meetpunten kan gemaakt worden, moeten eerst de monitoringsdoelen duidelijk gesteld worden. Het voeren van een efficiënt natuur-, milieu- en waterbeleid is sterk afhankelijk van betrouwbare informatie over natuur- en milieukwaliteit en de oorzaken van veranderingen daarin. Ter bescherming van natuur en milieu zijn reeds heel wat richtlijnen uitgevaardigd, zowel op Vlaams als internationaal niveau. Deze richtlijnen zijn vaak gekoppeld aan een rapporteringsverplichting of een resultaatsverbintenis, wat maakt dat er heel wat inspanningen geleverd zullen worden om monitoringsprogramma s uit te bouwen. Monitoring speelt hierbij een dubbele rol: het vroegtijdig waarschuwen voor problemen inzake milieu- en natuurkwaliteit en het opvolgen en controleren van de effecten van de beleidsinitiatieven en maatregelenprogramma s om ze tijdig te kunnen bijsturen (Vos et al. 2000, Schneiders et al. 2004). Het begrip monitoring in ecologische context kan op zeer verschillende wijzen ingevuld worden (Goldsmith 1991, Spellerberg 1991, Environment Agency 1999, Van Olmen et al en Demeulenaere et al. 2002). Samengevat komen we tot de volgende algemene definitie (Schneiders et al. 2004): Monitoring is het herhaald waarnemen en gestandaardiseerd beschrijven van een set van samenhangende biotische en abiotische variabelen en dit volgens vooraf vastgestelde tijd- en plaatsschema s en met als doel indicatoren op te leveren waarmee de mate van afwijking van, vooropgezette referentiekaders vastgesteld kunnen worden. 63

66 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Strategieën voor het opstellen van een meetnet (naar Hill et al. 2005) Bij het opstellen van een meetnet dienen eerst een aantal keuzes gemaakt te worden. In Figuur 9 worden de belangrijkste stappen weergegeven, waarna een korte bespreking volgt. zijn gegevens beschikbaar over de grootte en de variatie van het te bepalen kenmerk? ja moeten de meetplaatsen permanent of tijdelijk zijn? nee overweeg een voorbereidend onderzoek is een representatieve steekproef noodzakelijk? moeten de meetplaatsen random of systematisch geselecteerd worden? ja nee overweeg judgemental sampling is het waarschijnlijk dat er substantiële variatie bestaat in de kenmerken over het onderzoeksgebied? ja overweeg stratified sampling nee zal de verplaatsingstijd tussen de meetplaatsen groot zijn of varieert het kenmerk substantieel op kleine schaal of langs transecten? nee schat de (min.) steekproefgrootte vereist voor de gewenste precisie en/of probabiliteit voor het detecteren van verandering ja overweeg multi-stage sampling schat de tijd en kosten van bemonstering herbekijk het monitoring-programma zoek meer (financiële) middelen nee is het monitoringprogramma haalbaar als de vereisten van andere kenmerken en soorten in beschouwing worden genomen? werk de methodes en de bemonsteringsstrategie uit tot een gestandaardiseerde werkprocedure ja Figuur 9: Te doorlopen procedure bij het opstellen van een meetnet (naar Hill et al. 2005). 64

67 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Doel van het meetnet Het doel van de monitoring moet steeds duidelijk geformuleerd worden en deze doelstelling is ook bepalend bij de logische opbouw van het meetnet. Bepaling van de variatie Indien men een uitspraak wil doen over een studiegebied met een bepaalde opvang dient de steekproef hiervoor representatief te zijn. Hierbij is een goede ruimtelijke spreiding van belang, waarbij rekening wordt gehouden met de variatie van het te onderzoeken kenmerk in een studiegebied of een deel ervan (stratum, indien stratificatie wordt toegepast). De meetplaatsen dienen op basis van de variatie binnen de strata of het studiegebied te worden verdeeld. In een stratum met veel variatie dienen dus meer meetplaatsen te worden geselecteerd, dan in een stratum waar de variatie beperkt is. Het probleem is dat de variatie vooraf meestal niet gekend is. Permanent of tijdelijk? Wanneer opvolging van evoluties doorheen de tijd belangrijk is, zijn permanente meetplaatsen aangewezen. Een belangrijk voordeel van permanente meetplaatsen is dat, wanneer zich veranderingen voordoen in een studiegebied, deze verandering zich beter laten opmerken bij het gebruik van dezelfde set van meetplaatsen dan bij tijdelijke meetplaatsen. Wanneer een verandering wordt waargenomen bij een set van tijdelijke meetplaatsen, bestaat immers de mogelijkheid dat de verandering te wijten is aan de locatieverandering van de meetplaatsen. Permanente meetplaatsen hebben echter in bepaalde situaties ook belangrijke nadelen. Het merken en terugvinden van meetplaatsen kan in bepaalde gevallen moeilijk en tijdrovend zijn. Ook kan het uitvoeren van onderzoek op permanente meetplaatsen schade aanrichten (bv. door veelvuldige betreding). De meetplaatsen staan ook bloot aan demonic intrusion (Hurlbert 1984), waardoor probabilistische uitspraken in het gedrang kunnen komen. Een goed voorbeeld hiervan in deze context is de ruiming van vegetatie. Om deze nadelen uit te sluiten kan ook een meetnet op touw worden gezet dat bestaat uit een combinatie van permanente en tijdelijke proefvlakken. Random, systematisch of judgemental sampling? Onder de keuze van meetplaatsen op basis van judgement verstaat men dat de onderzoekers gericht de meetplaatsen kiezen. Deze methode is enkel toepasbaar wanneer er voldoende kennis van het studiegebied en de te monitoren kenmerken voorhanden is. Wanneer men een uitspraak wil doen over een heel studiegebied is judgement niet de meest betrouwbare methode. Bij random sampling (Figuur 10) heeft elke meetplaats even veel kans op selectie. Statistische methoden kunnen in dit geval gemakkelijk worden toegepast. Bij een systematische keuze (Figuur 10) worden op regelmatige afstanden meetplaatsen aangeduid. Bij deze methode zijn de meetplaatsen niet onafhankelijk van elkaar gekozen en zijn statistische analysen in feite niet correct. Indien een groot aantal meetplaatsen wordt gebruikt kunnen statistische analysen wel betrouwbaar zijn. Een vergelijking van de voor- en nadelen van de drie hierboven opgesomde methoden is te vinden in Tabel 35. Figuur 10: Illustratie van random keuze en systematische keuze (uit Hill et al. 2005). 65

68 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Tabel 35: Voor- en nadelen van keuze op basis van judgement, random verdeling en systematische keuze (uit Hill et al. 2005). meetplaatskeuze Voordelen nadelen judgemental sampling random sampling systematic sampling kan snel en eenvoudig zijn indien de kennis over het habitat of soort voldoende is; meetplaatsen kunnen doelbewust gekozen worden bv. voor zeldzame soorten; dit is zinvol wanneer alle locaties van deze zeldzame soort bekend zijn. vereist weinig kennis over de populatie; gemakkelijk om de gegevens te analyseren en om de variabiliteit te berekenen. wanneer het kenmerk ruimtelijk geordend is, is er een stratificatie-effect, wat de variabiliteit vermindert in vergelijking met een random-keuze; extrapolatie van de resultaten naar het hele studiegebied is niet geldig zonder een grondige verantwoording; uitgebreide kennis van het studiegebied moet voorhanden zijn; statistische analysen zijn niet betrouwbaar en errors kunnen niet worden gekwantificeerd. verzameling van de meetpunt-observaties kan tijdrovend zijn; kan resulteren in grote fouten voor een gegeven steekproefgrootte, vergeleken met systematische meetplaatskeuze. wanneer het meetplaats-interval overeenkomt met een periodisch kenmerk in het habitat, kan een significante bias worden geïntroduceerd; bepaling van de meetplaatsen is eenvoudig; bied een efficiënt middel voor het weergeven van de verspreiding en de berekening van de abundantie op hetzelfde moment. strikt gesproken zijn statistische testen niet geldig, hoewel dit in de meeste gevallen waarschijnlijk weinig invloed heeft op de conclusies. Andere strategieën van sampling Wanneer er substantiële variatie is in het studiegebied (o.m. door omgevingsgradiënten, verschillen in beheer e.a.) wordt gebruik gemaakt van stratified sampling (Figuur 11) om de precisie van de schatting te verbeteren. Hierbij worden verschillende strata of subeenheden geïdentificeerd. Het uitgangspunt bij het onderscheiden van de strata is dat de variatie tussen de verschillende strata groter is dan de variatie tussen punten in één bepaald stratum. Indien de oppervlakte van een studiegebied zo groot is dat een aanzienlijk deel van de tijd wordt gespendeerd aan de verplaatsing tussen de meetplaatsen, kan gekozen worden voor een multi-stage of een cluster sampling (Figuur 11). Deze twee methoden zijn aangewezen indien het studiegebied uniform is en er variatie bestaat in het bestudeerde kenmerk op kleine schaal. Bij beide methoden wordt op primair niveau een aantal meetvlakken geselecteerd. Deze geselecteerde meetvlakken worden op hun beurt ingedeeld in een aantal potentiële meetplaatsen met een kleiner oppervlak (secundair niveau). Bij cluster-sampling worden alle meetplaatsen in één primair meetvlak bemonsterd. Bij multi-stage sampling (multi-level- of subsampling) daarentegen vormt een random of systematische steekproef van de secundaire meetplaatsen de basis van het meetnet. Figuur 11: Illustratie van stratified random sampling, stratified systematic unaligned sampling, two-stage sampling en cluster sampling (uit Hill et al. 2005). 66

69 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Voor- en nadelen van de hierboven opgesomde methoden zijn te vinden in Tabel 36. Tabel 36: Voor- en nadelen van simple random, stratified en multi-stage-sampling (uit Hill et al. 2005). methode voordeel nadeel simple random de selectie van meetplaatsen is sneller en eenvoudiger dan voor andere randommethoden in een heterogeen studiegebied zijn schattingen minder nauwkeurig dan bij stratified sampling stratified multi-stage of cluster statistische analyse van gegevens is ongecompliceerd verzekert dat alle belangrijke habitattypen bemonsterd zullen worden (indien gedefinieerd als stratum) karakteristieken van elk stratum kunnen worden gemeten en vergelijkingen zijn mogelijk grotere precisie voor elk stratum en voor een schatting van het gemiddelde van het hele studiegebied, indien de strata homogeen zijn kan de monstername verkleinen en aldus de efficiëntie verhogen is zinvol voor studiegebieden die heterogeen zijn op kleine ruimtelijke schaal en voor het bestuderen van gradiënten langs transecten verplaatsingstijd tussen meetplaatsen kan hoog zijn indien strata niet geïdentificeerd zijn alvorens de monitoring start, kan de bepaling ervan tijdrovend zijn de best passende stratificatie voor een studiegebied op één ogenblik kan zijn gewijzigd indien het onderzoek herhaald wordt; de efficiëntie van de monitoring kan hierdoor ook wijzigen bij berekening van populatiekenmerken voor het hele studiegebied kunnen grotere fouten bekomen worden dan bij een simple random sample van vergelijkbare steekproefgrootte, indien meetpunten van het primaire niveau sterk gecorreleerd zijn. Bij stratified systematic unaligned sampling (Figuur 11) wordt het studiegebied ingedeeld in blokken van gelijke grootte. In elke blok wordt een meetplaats gelocaliseerd aan de hand van gekozen x,y-coördinaten. Het x-coördinaat is hierbij verschillend tussen elke kolom, maar dezelfde in éénzelfde kolom, terwijl het y-coördinaat verschillend is tussen elke rij, maar in éénzelfde rij dezelfde is. Deze methode kan een verbetering zijn van de stratified random sampling, maar wordt in de praktijk niet veel gebruikt. De relatieve precisie is groter dan deze bekomen bij stratified random sampling omdat deze systematische spreidingswerkwijze het optreden van lokale clustering van punten vermijdt. Bij adaptive sampling worden eerst een aantal meetplaatsen gekozen (random of systematisch). Daarna worden, wanneer de doelsoort gevonden is op een meetplaats, ook de aangrenzende locaties onderzocht. Dit heeft als voordeel dat voor een gegeven inspanning toch een goede schatting wordt bekomen. Ook kan aan de hand van deze methode een betere kennis van verspreiding van een soort bekomen worden. Een belangrijk nadeel is dat de steekproefgrootte niet op voorhand kan bepaald worden, wat belangrijk is om de te verwachten kosten in te schatten Voorbeelden van monitoring in Vlaanderen Bij de opzet van een monitoringsstrategie voor de KRW kunnen enkele voorbeelden van geïntegreerde monitoring uit andere beleidsvelden ondersteuning bieden. In Vlaanderen werden reeds heel wat initiatieven genomen voor monitoring. Hieronder worden enkele relevante voorbeelden gegeven van geïntegreerde ecologische meetnetten op schaal van het habitat of hoger. In een hiërarchisch monitoringssysteem voor beheersevaluatie van natuurreservaten in Vlaanderen (Demeulenaere et al. 2002) wordt de nadruk gelegd op een getrapte monitoring, waarbij verschillende monitoringsniveau s worden aangegeven. Ook voor de KRW kunnen de verschillende soorten monitoring (toestand- en trendmonitoring, operationele monitoring en onderzoeksmonitoring) opgevat worden als monitoring op verschillende niveau s (zie verder, Figuur 12). Bij de ontwikkeling van een methode voor een geïntegreerde en gebiedsgerichte monitoring van de biodiversiteit van de terrestrische natuur in het Vlaamse Gewest (Antrop et al. 2000) is een methode ontwikkeld voor het monitoren van de terrestrische biodiversiteit en van de invloedsfactoren hierop. Dit is bewerkstelligd door middel van een gebiedsgerichte gestratificeerde steekproef van zogenaamde snuffelplaatsen. Hierbij zijn de landschapseenheden als ruimtelijke strata gebruikt, waarbinnen een aantal kilometerhokken at random zijn gekozen. Het aantal te selecteren kilometerhokken is in eerste instantie afhankelijk van de oppervlakte van de landschapseenheden, waarbij binnen de kleinste landschapseenheid minstens één steekproefvierkant is gelegen. Het aantal snuffelplaatsen wordt daarnaast gecorrigeerd voor de landschappelijke heterogeniteit van de 67

70 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos landschapseenheden, omdat de grootste landschapseenheden hier ook de meest homogene landschapseenheden zijn. Bij de randomselectie zijn tevens enkele randvoorwaarden opgelegd (bv. dicht bevolkte gebieden werden buiten beschouwing gelaten, e.d.). Wanneer we Figuur 9 vergelijken met de stappen genomen in deze studie, kunnen we besluiten dat de logica van dit stappenplan eveneens wordt gevolgd. Er is gekozen voor permanente proefvlakken en de steekproef is representatief. Er is vervolgens gekozen voor een getratificeerd random steekproef (Figuur 11). Het bosvitaliteitsmeetnet beoogt de gezondheidstoestand van de bossen in Vlaanderen en van de belangrijkste boomsoorten afzonderlijk te beschrijven. Daarnaast is het de bedoeling wijzigingen in de toestand ten opzichte van voorgaande jaren vast te stellen (Sioen et al.). Het bosvitaliteitsmeetnet is uitgebouwd aan de hand van een internationaal vastgelegd systematisch meetnet van 16 bij 16 km. Indien een bos gelegen is op de snijpunten van dit 16 x 16km-raster is dit opgenomen in het meetnet. Volgens deze methode vallen slechts 10 meetpunten in Vlaamse bossen. Aangezien dit onvoldoende is, werd het meetnet eerst uitgebreid tot een 8 x 8 km-raster en vervolgens tot een raster van 4 x 4 km. Dit resulteert in 72 meetpunten. Per meetpunt zijn 4 groepen van 6 steekproefbomen geselecteerd volgens een satellietsysteem (Sioen et al.). Wanneer we het stappenplan van Figuur 9 beschouwen, kan het bosvitaliteitsmeetnet worden opgevat als een meetnet bestaande uit permanente en representatieve meetplaatsen. Er is gekozen voor een systematische selectie. Men past bij deze systematische selectie een vorm van two-stage sampling toe; deze is echter niet exact dezelfde zoals in Figuur 11. Op het primair niveau wordt hier een systematische selectie uitgevoerd op basis van een 4 x 4 km-raster. Als secundair niveau worden 4 groepen van bomen geselecteerd op basis van de 4 hoofdwindrichtingen. Er is ten slotte een tertiair niveau ingebouwd, waarbij er 6 steekproefbomen worden gekozen per groep. Voor het meetnetvoorstel voor de stilstaande wateren (Denys in Leyssen et al. 2005) worden in een eerste stap de plassen geselecteerd die groter zijn dan 50 ha, omdat deze verplicht gerapporteerd dienen te worden voor de KRW. Vervolgens is een subjectieve keuze gemaakt over wateren waarvoor vrij recente informatie beschikbaar is (Denys et al. 2000). Hierbij wordt rekening gehouden met geografische en typologische spreiding en openbaarheid; ook de representativiteit binnen het type is in aanmerking genomen. Zeer kleine wateren zijn uitgesloten bij de selectie en een minimum van 5 wateren per watertype wordt aangehouden. Ook worden een aantal plassen toegevoegd die gelegen zijn in SBZ s die aangemeld zijn voor Natura 2000 (wat betreft de habitatrichtlijn). Bij vergelijking met het stappenplan van Figuur 9 wordt voor een meetnet gekozen bestaande uit permantente locaties. Hoewel de steekproef representatief wil zijn, is er gekozen voor een judgemental sampling. 5.3 Monitoring in oppervlaktewater Momenteel zijn in Vlaanderen reeds een aantal monitoringsprojecten in stromende wateren lopende; deze zijn op dit moment echter voornamelijk gericht op het niveau van één organismegroep of één thema. Het fysisch-chemisch meetnet wordt beheerd door VMM. Op alle meetplaatsen van het fysischchemisch meetnet wordt een basispakket van parameters onderzocht. De parameters biochemisch zuurstofverbruik (BZV), Kjeldahl-stikstof (Kj-N), sulfaat (SO 4 2- ), totale hardheid, gehalte aan zwevende stof (ZS) en zware metalen, worden bepaald op een aantal geselecteerde meetplaatsen. Voor de beoordeling van de waterkwaliteit gebruikt de VMM de Prati-index voor zuurstofverzadiging (PIO). Het fysisch-chemisch meetnet is vooral opgebouwd als een emissie-immissiemeetnet. Het werd doelgericht opgezet in functie van lozingspunten en de inplanting van zuiveringsstations. Het doel van het meetnet omvat het opvolgen van VLAREM-wetgeving. Gelinkt aan het fysisch-chemisch meetnet is het meetnet voor de bepaling van de biologische waterkwaliteit opgezet; dit wordt eveneens beheerd door VMM en maakt gebruik van de Belgische Biotische Index (BBI). De BBI steunt op de aan- of afwezigheid van macro-invertebraten in het water. In deze index worden twee factoren geïntegreerd: de aan- of afwezigheid van verontreinigingsgevoelige soortengroepen en de diversiteit (het totaal aantal aangetroffen soortengroepen). Ook dit meetnet is opgezet om de VLAREM-wetgeving op te volgen; in deze wetgeving is de BBI als waterkwaliteitsparameter aangegeven. 68

71 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos De Vlaamse Milieumaatschappij heeft ook een waterbodemmeetnet uitgebouwd. De bedoeling is om de ecologische kwaliteit van de waterbodem in kaart te brengen. De hoofddoelstellingen van het meetnet waterbodem zijn: 1. De inventarisatie en monitoring van de kwaliteit van de waterbodem binnen het Vlaamse Gewest, met een frequentie van 1 maal per vier jaar, om prioritaire saneringsplaatsen voor de waterbodems te inventariseren; 2. Het bepalen van de waterbodemkwaliteit door middel van indexen en waterbodemkwaliteitsklassen aan de hand van de triade-beoordeling; 3. Het toetsen van de meetgegevens aan de huidige wettelijke normen, zoals voorwaarden voor afvalvoorkoming (VLAREA); 4. Het nagaan van de impact van specifieke acties op de waterbodemkwaliteit (bv. impact van de werking van zuiveringsinstallaties, impact van investeringsprojecten, saneringen, accidentele lozingen,...); 5. Het kennen van de kwaliteit als basisinformatie voor het uitwerken van algemene Waterzuiveringsprogramma s, advisering vergunningen, enz. Het waterbodemmeetnet VMM bestaat uit een fysisch-chemische, ecotoxicologische en een biologische beoordeling. Het waterbodemmeetnet is voornamelijk opgezet om de naleving van de VLAREBO-wetgeving na te gaan. Naast de hierboven geformuleerde meetnetten die voornamelijk zijn voortgevloeid uit de navolging van wetten, zijn enkele thematische meetnetten uitgewerkt. Een voorbeeld van een thematisch meetnet is het MAP-meetnet, dat door VMM wordt beheerd. Dit meetnet bevat meetpunten die in agrarisch gebied gelegen zijn. De meetpunten moeten toelaten de landbouworganisaties feedback te geven over de gevolgen van de (gewijzigde) bemestingspraktijken op de kwaliteit van het oppervlaktewater. Voor ieder van de gekozen meetpunten gelden volgende criteria: het stroomgebied is hoofdzakelijk agrarisch van karakter; er is geen invloed van industriële afvalwaterbronnen; er is geen invloed van overstorten (op riolen of collectoren) of effluentlozingen van rioolwaterzuiveringsinstallaties geëxploiteerd door Aquafin; de hoeveelheid stikstof in het geloosde huishoudelijk afvalwater is berekenbaar en heeft een beperkte invloed (iedere inwoner loost gemiddeld 10 g stikstof per dag). De MAP-meetpunten worden minstens maandelijks en bijkomend na of tijdens neerslagrijke periodes bemonsterd. Per meetplaats worden jaarlijks ongeveer 15 monsternemingen en nitraatanalyses uitgevoerd. Het meetnet zoetwatervis wordt door het IBW (nu INBO) beheerd en bestudeert de visstand op een 900-tal plaatsen in Vlaanderen. Op geregelde tijdstippen wordt onderzocht welke soorten en hoeveel vissen er aanwezig zijn. Bovendien worden de individuele lengtes en gewichten van de gevangen vissen opgemeten; zo kan er gezien worden hoe de visbestanden in Vlaamse wateren veranderen in de tijd. De meetplaatsen bevinden zich in stromende wateren, stilstaande wateren, kanalen en polderwaterlopen. De stromende wateren worden met een periodiciteit van 2 à 3 jaar afgevist, de grotere waterlopen zoals de Maas en de Schelde, met een periodiciteit van 3 à 4 jaar. De kanalen worden om de 5 jaar bemonsterd en de stilstaande wateren om de 7 jaar. Eveneens worden deze resultaten gebruikt om de visindex te bepalen. 5.4 KRW-monitoring Voordat de meetnetvoorstellen worden beschreven worden de KRW-vereisten voor de monitoring toegelicht Monitoring voor de KRW De reeds lopende monitoringsinitiatieven zijn niet voldoende om tegemoet te komen aan de KRWvereisten. Voor de KRW dienen vier typen van monitoring uitgewerkt te worden (Figuur 12): toestanden trendmonitoring, operationele monitoring, monitoring voor nader onderzoek en monitoring in beschermde gebieden. Belangrijk is dat hierbij wordt uitgegaan van een hiërarchisch systeem, waarbij verschillende schaalniveaus worden beschouwd. De toestand- en trendmonitoring beschrijft de situatie op niveau Vlaanderen, waarbij slechts om de 6 jaar wordt gerapporteerd. Bij operationele monitoring 69

72 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos worden de optredende veranderingen in een korter tijdsbestek bekeken. Het wordt uitgevoerd op het schaalniveau waar een kwaliteitsprobleem aanwezig is of verwacht wordt. Een beperkt aantal kwaliteitsparameters wordt er met een hogere frequentie opgevolgd. Onderzoeksmonitoring wordt opgestart om de sturende processen achter het kwaliteitsprobleem beter te begrijpen, zodat er efficiëntere maatregelenprogramma s opgesteld kunnen worden. Dit monitoringstype gebeurt op zeer kleine schaal, waarbij de parameters zeer intensief worden opgevolgd. Soms kunnen reeds bestaande monitoringsystemen in deze typologie ingeschoven worden. Als voorbeeld geven we hier het MAPmeetnet dat vooral uitgewerkt is om de effectketen van vermesting beter in kaart te brengen en de achterliggende processen beter te leren begrijpen. Deze monitoring situeert zich bijgevolg tussen operationele monitoring en de onderzoeksmonitoring. intensiteit schaal toestand- en trendmonitoring Globale ecologische kwaliteit Opvolgen instandhoudingsdoelstellingen operationele monitoring Meten druk en impact en opvolgen maatregelen onderzoeksmonitoring Onderzoek effectketens aanvullende monitoring SBZ Opvolgen specifieke doelstellingen zoals habitatrichtlijn monitoring MAP Opvolgen/onderzoek Gevolgen vermesting Figuur 12: Monitoringsstrategie voor de Kaderrichtlijn Water. Het MAP-meetnet, wordt als voorbeeld aangehaald van een reeds lopende monitoring dat een intermediaire plaats inneemt tussen operationele monitoring en onderzoeksmonitoring. Hieronder worden kort de specifieke doelen van elk monitoringtype nog even op een rijtje gezet: Toestand en trendmonitoring De doelstelling van toestand- en trendmonitoring voor oppervlaktewateren is om informatie te verschaffen betreffende de volgende elementen: - de aanvulling en validering (of bekrachtiging) van de in bijlage II beschreven effectbeoordelingsprocedure; - een doelmatige en efficiënte opzet van toekomstige monitoringprogramma s; - de beoordeling van veranderingen in de natuurlijke omstandigheden op lange termijn; - de beoordeling van veranderingen op lange termijn ten gevolge van algemeen voorkomende menselijke activiteiten. De resultaten van deze monitoring worden geëvalueerd en samen met de in bijlage II beschreven effectbeoordelingsprocedure gebruikt om te bepalen welke behoeften er zijn voor monitoringprogramma s in de lopende en de latere stroomgebiedbeheerplannen (KRW 2000, Schneiders et al. 2004). De toestand- en trendmonitoring is dus opgezet voor het bepalen van de globale ecologische kwaliteit van oppervlaktewateren en voor het opvolgen van de veranderingen die zich voordoen op lange termijn. Wateren die minimaal goede ecologische kwaliteit behalen voor alle kwaliteitselementen en waarin geen verandering van menselijke impacten verwacht worden, dienen slechts éénmaal per 18 jaar gemonitord te worden. Voor de overige wateren dient deze monitoring minimaal éénmaal per 6 jaar herhaald te worden, wat overeenkomt met de frequentie van de rapportering. Operationele monitoring Operationele monitoring wordt verricht om: - de toestand op te volgen van de waterlichamen waarvan gebleken is dat ze gevaar lopen de milieudoelstellingen niet te bereiken; - uit de maatregelenprogramma's resulterende wijzigingen in de toestand van die lichamen te beoordelen. 70

73 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Het programma kan in de door het stroomgebiedsbeheersplan bestreken periode worden gewijzigd in het licht van de informatie die uit hoofde van de voorschriften van bijlage II of volgens deze bijlage is verkregen. Met name is een verlaging van de frequentie mogelijk wanneer een effect niet significant wordt geacht of de betrokken belasting is weggenomen. Indien de kwaliteitsdoelstellingen niet behaald worden, dient bijkomend een operationele monitoring opgestart te worden. Dit om de omvang van de belasting in kaart te brengen. Hierbij kan een selectie gemaakt worden van de biologische en hydromorfologische kwaliteitselementen die het meest gevoelig zijn voor de belasting. Naast algemene fysisch-chemische kwaliteitselementen dienen hier ook alle prioritaire en in significante hoeveelheden geloosde stoffen gemeten te worden. De meetfrequentie ligt hoger dan de verplichte frequentie voor de toestand- en trendmonitoring. De lidstaten kunnen ervoor opteren om de operationele monitoring slechts voor die organismegroepen uit te werken die de effecten van de impact goed weerspiegelen. Monitoring voor nader onderzoek Monitoring voor nader onderzoek wordt verricht: - wanneer de reden voor een overschrijding niet bekend is; - wanneer volgens de monitoring met het oog op toezicht de ingevolge artikel 4 voor een waterlichaam bepaalde doelstellingen wellicht niet worden bereikt en er nog geen operationele monitoring is ingesteld; om te achterhalen waarom één of meer waterlichamen de milieudoelstellingen niet bereiken; of - om de omvang en het effect van een incidentele verontreiniging vast te stellen De monitoring voor nader onderzoek moet informatie verschaffen voor de vaststelling van een maatregelenprogramma om de milieudoelstellingen te bereiken en voor de vaststelling van specifieke maatregelen die nodig zijn om de gevolgen van incidentele verontreiniging te verhelpen. Wanneer dus de reden of oorzaak voor overschrijding, of de achteruitgang niet kan achterhaald worden via de operationele monitoring of wanneer er een incidentele lozing plaatsvindt, dient een uitgebreider onderzoek uitgevoerd te worden om efficiëntere maatregelen uit te werken. Bij deze onderzoeksmonitoring kan modellering een nuttig instrument zijn. Deze derde stap dient bijgevolg vooral als een (tijdelijke) onderzoeksfase beschouwd te worden en niet als monitoring zoals gedefinieerd onder paragraaf Strategie voor meetnetten Nu we de monitoringsdoelen kennen, kunnen we overgaan tot het uitwerken van meetnetten die hieraan tegemoet komen. Om tot concrete voorstellen te komen, werd voor de stromende waterlopen een onderscheid gemaakt tussen drie meetnetten: een globaal meetnet, een meetnet voor instandhoudingsdoelstellingen en een meetnet voor eutrofiëring (Figuur 13). Vermits in Vlaanderen vrijwel op elke meetplaats een druk aanwezig is die opgevolgd zal moeten worden, is het logisch om voor toestand- en trendmonitoring en operationele monitoring slechts één globaal meetnet op schaal Vlaanderen uit te werken. Beide monitoringtypen zijn in Vlaanderen immers zeer intens met elkaar verweven. Bovendien is het momenteel niet duidelijk welke waterlichamen gevaar lopen om de milieudoelstellingen niet te bereiken; dit zal pas duidelijk worden tijdens de toekomstige monitoring. Ingeval voor een waterlichaam wordt geoordeeld dat operationele monitoring noodzakelijk is, dienen de monitoringfrequentie en het aantal meetplaatsen te worden opgedreven. Aanvullend is er een meetnet instandhoudingsdoelstellingen nodig dat focust op meetplaatsen en gebieden die momenteel, naar Vlaamse normen, nog een belangrijke waterflora herbergen. Deze plaatsen dienen gemonitord te worden om vroegtijdig een eventuele achteruitgang te kunnen opsporen. Het stand-still-principe moet ook hier gegarandeerd worden. Vermits op Europese schaal de Habitatrichtlijngebieden behoren tot Speciale Beschermingszones, waar o.a de instandhouding van specifieke plantensoorten of vegetatietypen moet opgevolgd worden, lijkt het logisch om ook deze gebieden en verplichtingen mee op te nemen in het te ontwikkelen meetnet. Het meetnet kan enkele locaties bevatten die ook door het globaal meetnet worden opgevolgd. Het instandhoudingsmeetnet mag echter geen onderdeel vormen van het globaal meetnet, omdat voor de toestand en trend over heel Vlaanderen de situatie dan scheef zal worden getrokken, aangezien de waardevolle locaties dan sterker vertegenwoordigd zijn. 71

74 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Tenslotte wordt een meetnet voor eutrofiëring beschreven, waarbij elementen uit het huidige MAPmeetnet van VMM gekoppeld kunnen worden aan de onderzoeksmonitoring voor de KRW. Eutrofiëring is immers in stromende wateren het belangrijkste kwaliteitsprobleem waarvoor macrofyten en fytobenthos de meest aangewezen biotische kwaliteitsparameters zijn (Schneiders et al. 2004; Eutrophication guidance 2005). Dit meetnet omvat enerzijds operationele monitoring omdat de druk eutorfiëring aan de hand van macrofyten en fytobenthos hier wordt opgevolgd. Anderzijds omvat het meetnet ook onderzoeksmonitoring aangezien de relatie tussen chemisch kwantificeerbare drukken en de biotische elementen macrofyten en fytobenthos onderzocht kan worden. intensiteit schaal globaal meetnet toestand- en trendmonitoring Globale ecologische kwaliteit Opvolgen instandhoudingsdoelstellingen operationele monitoring Meten druk en impact en opvolgen maatregelen onderzoeksmonitoring Onderzoek effectketens meetnet instandhoudingsdoelst. aanvullende monitoring SBZ Opvolgen specifieke doelstellingen zoals habitatrichtlijn meetnet eutrofiëring monitoring MAP Opvolgen/onderzoek Gevolgen vermesting Figuur 13: Meetnetten voor de KRW (stromende wateren). 72

75 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Meetnet stromende wateren Globaal meetnet In dit monitoringsvoorstel wordt voor macrofyten en fytobenthos uitgegaan van één meetnet, waarbij op elke voorgestelde meetplaats zowel macrofyten als fytobenthos worden bemonsterd. Hierbij wordt voornamelijk gefocust op de macrofytenmeetpunten omdat hiervoor meer randvoorwaarden dienen te worden gerespecteerd. A Doel De toestand- en trendmonitoring heeft als doel het bepalen van de globale ecologische kwaliteit van het oppervlaktewater en de opvolging van de veranderingen ervan op lange termijn (frequentie 6 jaar). De operationele monitoring heeft als doel de belasting in kaart te brengen. Beide elementen worden hier samen in één meetnet beschouwd, omdat verwacht wordt dat in Vlaanderen vrijwel alle waterlichamen onder druk staan en een grote kans lopen om tegen 2015 de goede eoclogische toestand niet te behalen. Voor de operationele monitoring kan een uitbreiding van het aantal meetpunten en een verhoging van de onderzoeksfrequentie nodig zijn, indien uit de toestand- en trendmonitoring blijkt dat de kwaliteitsdoelstelling niet wordt gehaald. Bovendien noopt het ontbreken van een actueel beeld van de ecologische toestand tot het van start gaan met een gedetailleerde opname van de uitgangssituatie. De populatie waarover een uitspraak gedaan moet worden bestaat uit 175 Vlaamse waterlichamen, verspreid over drie hydro-ecoregio s. Anderzijds wordt voor de lokale waterlichamen een steekproef genomen uit de waterlopen met stroomgebied kleiner dan 50 km². Deze liggen over 103 deelbekkens en 3 hydro-ecoregio s verspreid. Hier wil men een uitspraak doen over de toestand van de waterlopen op het typeniveau, voor de regio Vlaanderen. Er dient nadrukkelijk op gewezen te worden dat de aangeduide meetpunten onvoldoende detail geven om een uitspraak te kunnen doen over de afzonderlijke deelbekkens. B Randvoorwaarden Enkele randvoorwaarden worden hierna opgesomd: - het meetnet dient meetpunten te omvatten met een goede ruimtelijke spreiding; - alle typen moeten vertegenwoordigd zijn; - over elk Vlaams waterlichaam dient vanuit ecologisch standpunt informatie verkregen te worden. Enkele relevante andere randvoorwaarden die door de CIS Monitoring en in de richtlijn zelf worden aangereikt (CIS Monitoring 2003) zijn: - de monitoring dient verricht te worden op voldoende oppervlaktewaterlichamen om de algemene toestand van het oppervlaktewater binnen het stroomgebiedsdistrict te kunnen beoordelen; - monitoring wordt verplicht op punten waar het waterdebiet significant is binnen het stroomgebieddistrict in zijn geheel, met inbegrip van locaties in grote rivieren met een stroomgebied van meer dan km 2 ; - monitoring wordt verricht op punten waar de aan Europa gerapporteerde waterlichamen de grens van een lidstaat overschrijden; - monitoring wordt verricht op punten die zijn aangewezen uit hoofde van Beschikking 77/795/EEG betreffende informatie-uitwisseling en op andere punten die nodig zijn om de verontreinigingsvracht te schatten die de grenzen van lidstaten passeert en die in het mariene milieu terechtkomt. De term significant en voldoende wordt echter door de KRW niet duidelijk omschreven. 73

76 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos C Meetnetvoorstel strategie Bepaling van de variatie Er kan een onderscheid gemaakt worden tussen de variatie in de soortensamenstelling en de variatie in de EQR. De variatie van de soortensamenstelling van aquatische macrofytenvegetaties in Vlaanderen is momenteel niet gekend. Deze variatie dient nader onderzocht te worden om de beoordelingsmethode op punt te stellen. De variatie in EQR binnen één en tussen bepaalde strata dient als basis te worden gebruikt om het aantal meetplaatsen te verdelen over de verschillende strata. Ook deze variatie is momenteel niet gekend. Aangezien de waterlichamen homogeen dienen te zijn, wat vegetatie, toestand en druk betreft, en de waterlopen van éénzelfde type binnen een deelbekken ook vergelijkbaar zijn, wordt er voor deze studie aangenomen dat de variatie van waterlopen met eenzelfde type binnen een deelbekken of een waterlichaam slechts beperkt is en dat de meetpunten aldus evenredig verdeeld kunnen worden over de strata. De variatie in soortensamenstelling en EQR dient voor het goede verloop van de monitoring bepaald te worden; dit kan aan de hand van de meetpunten die geselecteerd worden voor dit globaal meetnet. Aan de hand van de berekende variatie in EQR binnen de verschillende strata, dient het aantal meetpunten per stratum te worden gecontroleerd en eventueel bijgestuurd te worden. Permanent of tijdelijk? Omdat de opvolging van trends doorheen de tijd belangrijk is, is een meetnet dat volledig bestaat uit tijdelijke meetpunten uitgesloten. Er blijven nog verschillende opties mogelijk: - meetnet bestaande uit permanente meetplaatsen Het meetnet bestaat hierbij uit permanente meetplaatsen die elk om de 6 jaar worden bemonsterd ingeval van toestand- en trendmonitoring en om de 3 jaar ingeval van operationele monitoring. - meetnet bestaande uit een aantal permanente meetplaatsen en een aantal semi-tijdelijke meetplaatsen Hierbij worden een aantal permanente meetplaatsen uitgekozen; in deze subset dienen alle waterlooptypen te worden vertegenwoordigd. Deze permanente plaatsen dienen jaarlijks te worden bemonsterd. De overige semi-tijdelijke meetplaatsen worden éénmaal per zes jaar bemonsterd; deze worden elk jaar op een random manier gekozen uit de bestaande set van meetpunten. Deze combinatie van permanente en semi-tijdelijke meetplaatsen maakt het mogelijk om verschillen tussen jaren te identificeren. - meetnet bestaande uit een aantal permanente meetplaatsen en een aantal tijdelijke meetplaatsen In dit laatste geval, worden, zoals in het voorgaande, de permanente meetplaatsen elk jaar bemonsterd. Elk jaar worden er bijkomend een aantal tijdelijke meetplaatsen op een randommanier geselecteerd. In bepaalde gevallen levert dit een meer realistisch resultaat op. Nadeel hierbij is dat steeds deze keuze van locaties random dient te gebeuren, waarbij elk jaar dient in het veld moet vastgesteld worden of de locatie geschikt is voor macrofytenbemonstering. Het is niet mogelijk om de korte-termijnfluctuaties bij de permanente, elk jaar opgevolgde, meetpunten zomaar om te zetten naar de beoordeling van de meetpunten die zesjaarlijks worden opgenomen. Ook is het doel van deze monitoring om lange-termijntrends op te sporen. Daarom wordt voor een meetnet gekozen dat bestaat uit permanente meetplaatsen die om de 6 jaar worden bemonsterd. Wanneer duidelijk wordt dat deze meetpunten de gestelde kwaliteitseisen niet zullen halen, dient operationele monitoring uitgevoerd te worden met een periodiciteit van 3 jaar. Aantal meetpunten Er wordt een onderscheid gemaakt tussen de meetpunten in de Vlaamse waterlichamen en deze in de lokale waterlichamen. Voor de Vlaamse waterlichamen wordt er geopteerd om in elk waterlichaam meetpunten op te nemen in een globaal meetnet. Om statistische redenen wordt er gekozen voor minimaal drie meetpunten per waterlichaam. Voor de lokale waterlichamen is een gedetailleerde uitwerking van de lokale waterlichamen nog niet voltooid. Om toch een goede geografische spreiding van de meetpunten te bekomen zodat alle ecoregio s en bekkens in het meetnet worden vertegenwoordigd, worden de waterlopen per deelbekken beschouwd. Ook wordt het onderscheid tussen lokale waterlopen van 1 e en 2 e orde mee opgenomen. Er wordt gekozen voor 3 meetpunten per waterlooporde en per deelbekken. Van alle

77 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos deelbekkens worden er dus 6 meetplaatsen voor de lokale waterlopen opgenomen in het meetnet: 3 meetplaatsen in de waterlopen met een stroomgebied tussen 10 en 50 km² en 3 meetplaatsen in de waterlopen met een stroomgebied kleiner dan 10 km². Situering van de meetpunten Vlaamse waterlichamen Om deze meetpunten te lokaliseren in het waterlichaam, zijn er verschillende keuzemogelijkheden. Deze worden voorgesteld in Figuur ruimtelijk uniform verspreid Een eerste meetpunt is gesitueerd op het meest stroomafwaartse punt ( end of pipe ) de andere twee meetpunten worden zo gekozen dat de ruimtelijke spreiding maximaal is; - gedeeltelijk gericht Een eerste meetpunt is gesitueerd op het meest stroomafwaartse punt ( end of pipe ), de andere twee zijn op een random-manier (zie verder) gekozen; - volledig random Elk punt wordt random gekozen in het waterlichaam; - beperkt random 1 Het waterlichaam wordt ingedeeld in drie gelijke delen; in elk van de delen wordt één meetpunt random gekozen; - beperkt random 2 Een eerste meetpunt wordt random gekozen; een tweede meetpunt wordt eveneens random gekozen, met als beperking dat een minimum afstand moet worden gerespecteerd tot het eerste meetpunt. Een derde meetpunt wordt random gekozen, met de beperking dat een minimum afstand t.o.v. het eerste en tweede meetpunt moet worden gerespecteerd. ruimtelijk uniforme verpreiding gedeeltelijk gericht volledig random beperkt random 1 gerichte keuze beperkt random 2 random keuze 1 2 Figuur 14: Illustratie van de verschillende mogelijkheden voor de keuze van meetpunten in een Vlaams waterlichaam. De stroomrichting wordt door de zwarte pijl aangeduid; de grenzen van het waterlichaam zijn aangeduid met dikke verticale lijnen; de indeling van het waterlichaam in drie gelijke delen is aangeduid met dunne verticale lijnen. Met een volledig randomkeuze worden statistisch gezien niet altijd de meest representatieve resultaten bekomen. Er wordt gekozen voor een beperkt random keuze, waarbij het waterlichaam in drie wordt gedeeld, waarbij in elk ervan een random punt wordt gekozen (beperkt random optie 1 in Figuur 14). Hier hebben de meetplaatsen een goede ruimtelijke spreiding en zijn ze toch random gekozen. Er wordt best voor gekozen om de meetpunten niet in één jaar te bemonsteren, maar om de bemonstering van de drie meetpunten in één waterlichaam te spreiden over 6 jaar (ingeval van toestand- en trendmonitoring) of 3 jaar (ingeval van operationele monitoring). Lokale waterlichamen Er werd gekozen voor een gestratificeerde steekproef, waarbij de deelbekkens en de ordes als strata optreden. Er wordt een beperking opgelegd bij de randomselectie: meetpunten worden zo gekozen dat ze niet gelegen zijn in dezelfde beek. 75

78 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos D Meetnetvoorstel resultaat Vlaamse waterlichamen Gegevens Om te komen tot een meetnetvoorstel voor de Vlaamse waterlichamen werd de waterlichamenkaart gebruikt die door VMM werd aangeleverd op 10/11/05 ( OWL_CIW_VHA.shp ). De lokale waterlichamen zijn niet opgenomen in deze kaart. GIS-bewerking Om de randomselectie mogelijk te maken werd elk waterlichaam in drie delen van gelijke lengte verdeeld: een boven-, midden en benedentraject. Vervolgens werd via een automatische module een randomselectie uitgevoerd. Ingeval van waterlichamen die niet door één lijnstuk weergegeven worden, is deze procedure handmatig uitgevoerd. Resultaat Het resultaat wordt getoond in Figuur 15. Enkele details van deze kaart worden gegeven in een volgende figuur (Figuur 16). Hier worden ook enkele waterlichamen getoond die uit meerdere lijnstukken bestaan. De lijst van randommeetpunten, hun coördinaten en het waterlichaam waarvan ze deel uitmaken wordt gegeven tabel 42 van bijlage 3. De punten-shapefiles worden gegeven in de CDrom-bijlage. Deze procedure leidt tot 525 meetpunten de Vlaamse waterlichamen. Figuur 15: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de Vlaamse waterlichamen. 76

79 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Figuur 16: Detail van het meetnetvoorstel voor de Vlaamse waterlichamen globaal meetnet. Met 1: het Demerbekken; 2: waterlichaam van de Toeristische Leie (groen); 3: waterlichaam van de Antwerpse havendokken en de Schelde-Rijnverbinding (paars). Lokale waterlichamen Gegevens Voor het voorstel van de lokale waterlichamen werden door A. Vanhille (AMINAL afd. Water), op , verschillende kaartenlagen aangeleverd waarop het onderscheid tussen lokale waterlopen van eerste en tweede orde aangeduid is. Hierbij moet er op gewezen worden dat deze kaart niet de definitieve indeling bevat tussen 1 e en 2 e orde. De definitieve indeling vereist een herberekening van de 10 km²-grens op basis van nieuwe gegevens. Deze herberekening was echter nog niet voltooid, zodat hier dus gebaseerd wordt op een ruwe indeling. De deelbekkengrenzen die op door VMM werden aangeleverd zijn gebruikt. GIS-bewerking Aangezien de verschillende waterlichamen nog niet afgebakend zijn, werd hiermee geen rekening gehouden. Voor de lokale waterlichamen werden per deelbekken en per orde (1 e en 2 e orde) 3 randompunten aangeduid. Dit gebeurde met een automatische module die werd uitgevoerd op niveau Vlaanderen. Op het niveau van het deelbekken werd gecontroleerd of de drie randompunten gelegen waren in drie verschillende beken. Wanneer dit niet het geval was, werd de randomselectie per deelbekken herhaald totdat de punten in een verschillende beek gelegen waren. Indien er minder dan 3 beken aanwezig waren, werd een volledige randomselectie uitgevoerd. Resultaat Het meetnetvoorstel voor lokale waterlopen van de eerste orde wordt gegeven in Figuur 17. Het voorstel voor deze van de tweede orde wordt gegeven in Figuur 18. Enkele details van deze twee kaarten worden gegeven in Figuur 19. De coördinaten van de randommeetpunten voor de waterlopen van 1 e orde worden gegeven in bijlage 4; deze van de 2 e orde zijn opgesomd in bijlage 5. Voor de 77

80 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos waterlopen van 1 e orde zijn aldus 303 randommeetpunten bekomen; voor deze van de 2 e orde 306. Tezamen met de meetpunten van de Vlaamse waterlichamen komt dit neer op een totaal van 1134 randommeetpunten voor het globaal meetnet. Figuur 17: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de lokale waterlopen van de eerste orde. Figuur 18: Meetnetvoorstel globaal meetnet voor de lokale waterlopen van de tweede orde. 78

81 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Figuur 19: Detail van het meetnetvoorstel voor de lokale waterlichamen. Met 1: een deel van het Maasbekken; 2: een deel van het Demerbekken. E Op het terrein Wanneer op het terrein wordt gegaan dient, uitgaande van deze potentiële meetplaats, gecontroleerd te worden of deze plaats niet te veel beschaduwd is. Wanneer de meetplaats niet geschikt blijkt te zijn, wordt binnen een bepaalde afstand een meer geschikte locatie gezocht. Voor de Vlaamse waterlichamen wordt tot 1 km stroomop- en stroomafwaarts van de locatie gezocht; voor de lokale waterlopen wordt binnen 500 m stroomop- of stroomafwaarts van het randommeetpunt een alternatief gezocht. Wanneer de meetplaats zich bevindt in een sterk veranderd of een kunstmatig waterlichaam en de locatie sterk beïnvloed is door de aanwezige (onomkeerbare) hydromorfologische belastingen, dient eveneens stroomopwaarts of stroomafwaarts een meer geschikte locatie te worden gezocht die minder beïnvloed wordt door het sterk gewijzigde of kunstmatige karakter van het waterlichaam (zie hoofdstuk 4). 79

82 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Meetnet instandhoudingsdoelstellingen De meest waardevolle macrofytenvegetaties in Vlaanderen dienen beschermd te worden tegen achteruitgang. In dit hoofdstuk worden de doelstellingen, de randvoorwaarden en de strategie voor de uitwerking van een meetnet voor instandhouding beschreven, waarbij enkele waardevolle locaties worden aangegeven die hierbij zeker opgenomen dienen te worden. Binnen het kader van deze studie zal deze lijst zeer onvolledig zijn, maar ze vormt reeds een aanzet tot verdere uitwerking van een meetnet t.b.v. instandhouding. A Doel De doelstelling van het meetnet instandhoudingsdoelstellingen bestaat erin de macrofytenvegetaties die momenteel, naar Vlaamse normen, nog belangrijk en waardevol zijn te beschermen. Er wordt immers vastgesteld dat de waterplantenvegetaties vrij sterk achteruitgaan (Dumortier et al. 2005, Van Landuyt et al. 2006); deze vegetaties worden zelfs beschouwd als behorende tot de sterkst bedreigde vegetatietypes. De nog waardevolle locaties dienen gemonitord te worden om vroegtijdig een eventuele achteruitgang te kunnen opsporen. Vermits op Europese schaal de Habitatrichtlijngebieden behoren tot Speciale Beschermingszones waar o.a. de instandhouding van specifieke plantensoorten of vegetatietypen moet opgevolgd worden, is het logisch om deze gebieden en verplichtingen mee op te nemen in het te ontwikkelen meetnet. Eveneens kan de informatie bekomen uit dit meetprogramma ondersteuning bieden aan de verfijning van het referentiekader en aldus het beoordelingssysteem. B Randvoorwaarden Enkele randvoorwaarden die gerespecteerd moeten worden bij de uitwerking van het meetnet worden in het hiernavolgende opgesomd: - de speciale beschermingszones die aangemeld zijn voor het habitattype 3260 ( Submontane en laagland rivieren met vegetaties behorende tot het Ranunculion fluitantis en het Callitricho- Batrachion ) dienen opgenomen te worden in het meetnet instandhouding; - de gebieden die een habitattype 3260-waardige vegetatie bevatten, dienen eveneens opgenomen te worden in het meetnet; - de gebieden die reeds aangemeld zijn voor Luronium natans dienen, indien relevant, opgenomen te worden; - het is aangewezen om voor alle waterlooptypen een aantal waardevolle locaties mee op te nemen, ter verfijning van de beoordelingsmethode, hierbij is de afstemming met referentiepunten uit het hydromorfologiemeetnet zinvol; - door een veldbezoek dient nagegaan te worden of deze locaties daadwerkelijk een waardevolle macrofytenvegetatie herbergen; - de meetpunten van het meetnet dienen niet gelegen te zijn in de directe nabijheid van overstorten of lozingspunten; - het is verkieslijk de minder of niet beschaduwde delen op te nemen in het meetnet; - de waardevolle meetpunten dienen zo weinig mogelijk hydromorfologische veranderingen te hebben ondergaan; - de aangeduide locaties dienen in het veld gecontroleerd te worden. C Aanzet tot uitwerking van het meetnet Eerst dienen de meest waardevolle locaties voor macrofyten te worden aangegeven. Hierbij kan de studie die de hydromorfoligisch meest waardevolle locaties beschrijft (Stuckens in voorbereiding) ondersteuning bieden. Ook een studie die door het INBO zal uitgevoerd worden in het kader van de rapportering van het habitattype 3260 voor Natura 2000 kan hierbij nuttig aangewend worden. In deze studie zullen bijkomende gebieden met het habitattype 3260 worden aangeduid. Verder kan de aanduiding van deze waardevolle locaties gebeuren op basis van: - waterlopen in gebieden die reeds zijn aangewezen voor het habitattype 3260 of aangemeld zijn voor Luronium natans; - verspreidingsgegevens m.b.t. karakteristieke soorten (flora-databank); - gegevens uit voorgaande macrofytenstudies; 80

83 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos - gegevens uit studies met betrekking tot ecologische inventarisatie en visievorming in het kader van integraal waterbeheer; - expertkennis. De locaties die opgenomen zijn in het globaal meetnet en die gelegen zijn in een Natura 2000-gebied, een gebied aangemeld voor het habitattype 3260 of een gebied aangemeld voor Luronium natans, zijn aangegeven in tabel 42 t.e.m. 44 van bijlage 3 tot 5. In Tabel 37 worden enkele gebieden of waterlooptrajecten opgesomd die kunnen worden opgenomen in de lijst van potentiële meetnetlocaties voor instandhoudingsmeetnet. Er dient op gewezen te worden dat dit slechts een aanzet is en dat deze lijst zeker nog on volledig is. Het meetnet instandhoudingsdoelstellingen zal, ruw geschat, ca. 150 meetplaatsen omvatten. Tabel 37: Locaties of gebieden die in aanmerking komen om opgenomen te worden in het instandhoudingsmeetnet. locatie omschrijving reden BE Valleigebied van de Kleine Nete met aangrenzende brongebieden, moerassen en heiden aangemeld voor H3260 en Luronium natans BE Bovenloop van de Grote Nete met Zammelsbroek, Langdonken en Goor aangemeld voor H3260 en Luronium natans BE Voerstreek aangemeld voor H3260 BE Bos- en heidegebieden ten oosten van Antwerpen aangemeld voor Luronium natans BE Vennen, heiden en moerassen rond Turnhout aangemeld voor Luronium natans BE De Maten aangemeld voor Luronium natans BE Valleien van de Laambeek, Zonderikbeek, Slangebeek en Roosterbeek met vijvergebieden en heiden aangemeld voor Luronium natans BE Itterbeek met Brand, Jagersborg, Schootsheide en Bergerven aangemeld voor Luronium natans BE Bossen en heiden van zandig Vlaanderen: oostelijk deel aangemeld voor Luronium natans BE Valleien van Winge en Motte met valleihellingen aangemeld voor Luronium natans BE Demervallei aangemeld voor Luronium natans Ziepbeek typisch voor BBz beken rond het Turnhouts vennengebied typisch voor BBz bovenlopen van Zwarte beek typisch voor BBz beekjes in het Brakelbos typisch voor BBk bovenlopen van de Kleine Nete typisch voor bkk bovenlopen van de Grote Nete typisch voor bkk Warmbeek typisch voor bkk delen van de Kleine Nete typisch voor bgk delen van de Grote Nete typisch voor bgk beekjes in Voeren typisch voor bk Berwijn typisch voor bg 81

84 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos Meetnet eutrofiëring Eutrofiëring is één van de belangrijkste drukken in onze waterlopen. Aan de hand van macrofyten en fytobenthos kan deze druk worden geëvalueerd. In het hiernavolgende wordt de relatie tussen macrofyten, fytobenthos en eutrofiëring algemeen geschetst, met de weerslag ervan op de beoordelingssystemen. Vervolgens wordt een voorstel gedaan voor een meetnet die de druk eutrofiëring in kaart brengt. A Inleiding Macrofyten en eutrofiëring De aanwezigheid en samenstelling van macrofytenvegetaties worden, binnen een biogeografische context, gestuurd door de gezamenlijke kwaliteit van het sediment, de waterkolom, de fysische structuur en topografie van het biotoop. Submerse en drijvende macrofyten, die in sterke mate of volledig afhangen van de waterkwaliteit, reageren sterker op milieufactoren zoals nutriëntenaanrijking, licht en waterbeheer dan emerse waterplanten (CIS monitoring 2003). Macrofyten reageren snel op veranderingen in nutriëntenhuishouding en worden dan ook beschouwd als bruikbare indicatoren voor eutrofiëring (Verdonschot et al. 2003). Een uitgebreide ecologische kennis van soorten en gemeenschappen draagt bij tot hun bruikbaarheid als bio-indicatoren (Haury et al. 2000). Kennis over de indicatieve waarde van macrofyten m.b.t. milieuomstandigheden is samengevat in verscheidene systemen waarin indicatorgetallen op soortniveau worden toegewezen, zoals die van de Lyon & Roelofs (1986), Haury et al. (1996), Vooral voor trofie zijn veel scoresystemen beschikbaar. Eutrofiëring veroorzaakt voor de macrofytenvegetatie naast een verschuiving van de soortensamenstelling ook een toename van de biomassa. Dit heeft voornamelijk een grote invloed op de waterafvoer en het beheer en vormt aldus een belangrijke link tussen de kwaliteitsdoelstellingen en de beheerplanning. De impact van eutrofiëring op de macrofytenvegetatie kan ook aan de hand van het voor Vlaanderen voorgestelde beoordelingssysteem worden nagegaan. Voornamelijk de deelindex verstoring en de mate van submerse vegetatie-ontwikkeling geven hierin de impact van eutrofiëring aan. Fytobenthos en eutrofiëring Fytobenthos en bijzonder diatomeeën zijn gevoelig voor het aspect waterkwaliteit met inbegrip van de nutriëntentoestand (Kelly & Whitton 1995; Stevenson & Pan 1999; Rott et al. 2003; Potapova et al. 2004, WFD UK TAG 2006).Het beoordelingssysteem is gebaseerd op itieve en negatieve indicatoren. Positieve indicatoren zijn indicatief voor de afwezigheid van verstoring; negatieve indicatoren zijn indicatief voor een significante verstoring. Verstoring wordt hierbij opgevat als het resultaat van alle vormen van verontreiniging, waaronder o.m. eutrofiëring. In deze optiek zijn eutrafente taxa opgevat als negatieve indicatoren voor meer voedselarme waterlooptypen. Bij wateren die van nature rijker aan nutriënten zijn is het effect van eutrofiëring en andere vormen van verontreiniging die hiermee samen optreden doorgaans niet te onderscheiden. Alleszins is de ontwikkeling van watertypespecifieke instrumenten voor het relateren van gemeenschapsveranderingen aan nutriëntengehalten voor operationele monitoring nog aan de orde. B Doel Om de druk eutrofiëring in de operationele monitoring op te volgen zijn macrofyten en fytobenthos de meest aangewezen biotische kwaliteitsparameters. Bovendien beoogt het meetnet om de relatie tussen de verschillende gradaties van eutrofiëring en de impact ervan op macrofyten en fytobenthos nader te omschrijven. C Meetnetvoorstel strategie Om de druk eutrofiëring in de operationele monitoring op te volgen, wordt een selectie uitgevoerd van de deelbekkens die volgens de analyse voor de toestandsrapportage (artikel 5) beschouwd worden als at risk voor eutrofiëring. De kaarten die door VMM aangeleverd werden geven per deelbekken de fosfor- en stikstofbelasting weer. De randommeetpunten van het globaal meetnet in de deelbekkens die minstens een belasting van 200 kg totaal-p/km².jaar of 2000 kg totaal-n/km².jaar kennen, komen 82

85 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos in aanmerking voor dit meetnet. Macrofyten en fytobenthos dienen hier opgevolgd te worden om de druk eutrofiëring op te volgen. D Meetnetvoorstel resultaat Het resultaat van de bovenstaande bewerking wordt voor totaal-p op kaart weergegeven in Figuur 20 en voor totaal-n in Figuur 21. Eveneens is in bijlage 3, 4 en 5 per meetpunt aangeduid in welk bereik de fosfor- en stikstofbelasting van het deelbekken gelegen is; dit wordt aangeduid in twee aparte kolommen. Figuur 20: Totaal-P-dichtheid per deelbekken en meetnetvoorstel eutrofiëring. Met groen: kg/km².jaar; geel: kg/km².jaar; oranje: kg/km².jaar; rood: kg/km².jaar; zwart: kg/km².jaar. De driehoeken stellen meetpunten in Vlaamse waterlichamen voor, de cirkels deze in de lokale waterlichamen. Figuur 21: Totaal-N-dichtheid per deelbekken en meetnetvoorstel eutrofiëring. Met groen: kg/km².jaar; geel: kg/km².jaar; oranje: kg/km².jaar; rood: kg/km².jaar; zwart: kg/km².jaar. De driehoeken stellen meetpunten in Vlaamse waterlichamen voor, de cirkels deze in de lokale waterlichamen. Bij dit resultaat moet de kanttekening gemaakt worden dat ook de locaties die gelegen zijn in deelbekkens waarvan de totaal-p of totaal-n valt in de laagste categorie ook onder druk kunnen staan 83

86 Hoofdstuk 5: Meetnetvoorstel macrofyten en fytobenthos van eutrofiëring. Zo is bijvoorbeeld duidelijk aan de hand van onderstaande figuur (Figuur 22) dat ter hoogte van het Netebekken de fosforbelasting van de meeste deelbekkens in de laagste categorie valt, terwijl de Vlaremnorm er op heel wat meetpunten overschreden wordt. Figuur 22: Fosfor-belasting en normoverschrijding Vlarem (maximum). Bovendien wordt in Figuur 20 en Figuur 21 de druk eutrofiëring voor alle waterlooptypen als gelijk beschouwd, hoewel een bepaalde graad van eutrofiëring voor een kleine beek kritisch kan zijn, terwijl dit voor een grote rivier niet noodzakelijk het geval is. De kritische waarden met betrekking tot eutrofiëring voor de verschillende waterlooptypen dienen verduidelijkt te worden in de studie naar de fysisch-chemische achtergrondwaarden van de waterlooptypen. Het is aangewezen om op basis hiervan een selectie te maken uit de randompunten van het globaal meetnet. 84